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UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO DE JANEIRO 
GUSTAVO AVEIRO LINS 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
IMPACTOS AMBIENTAIS EM ESTAÇÕES DE TRATAMENTO DE ES GOTOS 
(ETEs) 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
RIO DE JANEIRO 
2010 
 
 
Gustavo Aveiro Lins 
 
 
IMPACTOS AMBIENTAIS EM ESTAÇÕES DE TRATAMENTO DE ES GOTOS 
(ETEs) 
 
 
Dissertação de Mestrado profissional apresentada ao 
Programa de Pós-Graduação em Engenharia Ambiental, 
Escola Politécnica e Escola de Química, Universidade 
Federal do Rio de Janeiro, como parte dos requisitos 
necessários à obtenção do título de Mestre em Engenharia 
Ambiental 
 
 
Orientadores: 
Prof. Josimar Ribeiro de Almeida D.Sc. 
Prof. Eduardo Pacheco Jordão D.Ing. 
 
 
 
 
 
Rio de Janeiro 
2010 
 
Gustavo Aveiro Lins 
 
IMPACTOS AMBIENTAIS EM ESTAÇÕES DE TRATAMENTO DE ES GOTOS 
(ETE) 
 
Dissertação de Mestrado profissional apresentada ao 
Programa de Pós-Graduação em Engenharia Ambiental, 
Escola Politécnica e Escola de Química, Universidade 
Federal do Rio de Janeiro, como parte dos requisitos 
necessários à obtenção do título de Mestre em Engenharia 
Ambiental 
 
Aprovada em 30 de Novembro de 2010 
_____________________________________ 
Prof. Josimar Ribeiro de Almeida D.Sc. – CT/UFRJ 
______________________________________ 
Iene Christie Figueiredo. D.Sc. – CT/UFRJ 
______________________________________ 
Paulo Sergio Moreira Soares. D.Sc. – CETEM/MCT 
______________________________________ 
Laís Alencar de Aguiar. D.Sc. – CNEN/MCT 
 
 
 
 
 
DEDICATORIA 
 
 Dedico esta dissertação a minha mãe Mariza, que apesar de todas as dificuldades 
sempre me ensinou o valor da educação e nunca mediu esforços em favor dos meus estudos, e 
a memória do meu pai Paulo que me incentivou durante todo o curso, mas infelizmente não 
pode estar presente para ver o resultado final. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
AGRADECIMENTOS 
 
 Agradeço a minha esposa Paula pelo amor, dedicação e paciência ao longo desse 
tempo, pelos momentos em que tive que estar ausente, especialmente nestes últimos anos, em 
que a necessidade de trabalho privou-nos de muitas horas de convívio familiar. 
 Agradeço ao professor e amigo, Oscar Rocha Barbosa pelas primeiras, e talvez as mais 
importantes, orientações. Saiba que seus ensinamentos sempre foram importantes para a 
minha vida profissional e pessoal. 
 Ao professor e amigo Josimar Ribeiro de Almeida, pela orientação em vários 
trabalhos, pelos ensinamentos ao longo de tantos anos, por acreditar no meu potencial, por 
proporcionar oportunidades que poucos me proporcionaram e principalmente pela sua 
amizade. 
 Ao professor Eduardo Pacheco Jordão pela orientação, revisão e contribuição para a 
melhoria deste trabalho. 
 Ao professor Paulo Sergio Moreira Soares e as professoras Iene Christie Figueiredo e 
Laís Alencar de Aguiar por terem participado da minha banca de avaliação, aos colegas do 
PEA, pela amizade e pelo convívio, especialmente ao amigo Marco Aurélio Gomes Veiga 
pela parceria nos trabalhos e pela amizade. 
 Agradeço também a toda equipe do PEA, especialmente a secretária Valéria Vieira. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
“ If you cannot measure it, you cannot improve it.” Lord Kelvin, Mathematical Physicist 
 
 
RESUMO 
Lins, Gustavo Aveiro. Avaliação de Impactos Ambientais em Estações de Tratamento de 
Esgotos (ETE). Rio de Janeiro, 2010. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental) - 
Escola Politécnica, Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2010. 
 
Apesar da grande importância do tratamento dos esgotos, as ETEs podem ser grandes 
geradoras de poluição. Elas consomem grandes quantidades de água e de energia, produzem 
despejos líquidos, liberam diversos gases nocivos para a atmosfera e produzem resíduos 
sólidos de difícil tratamento e disposição. Assim sendo, faz-se necessária a integração da 
variável ambiental no planejamento, na concepção, e, acima de tudo, na operação das ETEs. 
Como ferramentas para a avaliação dos impactos ambientais, foi utilizado uma metodologia 
baseada na matriz de Leopold. Já os impactos ambientais provenientes de desvios 
operacionais serão tratados com a metodologia de avaliação de riscos ambientais, a técnica 
escolhida foi a Análise Preliminar de Perigos (APP - Preliminary Hazard Analysis – PHA). A 
significância dos impactos ambientais e o grau de deterioração real médio total mostram que o 
processo de tratamento de esgotos é um processo com grande potencial impactante e 
demonstram a necessidade de medidas de mitigação e que a geração de sólidos atinge todos 
fatores ambientais (água, solo, atmosfera e biota), sendo o solo o mais atingido (43%). A água 
é o fator afetado pelo maior número de aspectos ambientais, e a biota é atingida pelo menor 
número de aspectos ambientais, além de apresentar o menor grau de deterioração. A APP nos 
mostrou que os impactos ambientais causados pelos desvios operacionais são relevantes tendo 
em vista que todos ficaram acima/inclusive na categoria média e que o grau de deterioração 
real médio total do impacto ambiental foi maior do que o encontrado nos impactos ambientais 
causado pelos processos rotineiros. No entanto 92% das ações preventivas propostas, podem 
ser evitados com medidas relativamente simples como a manutenção preventiva e treinamento 
dos operadores. Caso ocorram estes eventos indesejáveis, o estudo da APP nos mostra que as 
medidas de proteção, tal qual as medidas preventivas, não apresentam grande complexidade 
tendo em vista que 81% das medidas são relativamente de simples adoção, e que somente 
19% causariam a total paralisação da unidade. 
 
 
 
ABSTRACT 
Lins, Gustavo Aveiro. Avaliação de Impactos Ambientais em Estações de Tratamento de 
Esgotos (ETE). Rio de Janeiro, 2010. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental) - 
Escola Politécnica, Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2010. 
 
Despite the importance of wastewater treatment, the ETE can be large generators of 
pollution. They consume large amounts of water and energy, produce waste waters, release of 
various harmful gases to the atmosphere and require solid waste treatment. Therefore, it is 
necessary to integrate environmental factors into planning, design, and, above all, the 
operation of ETEs. As tools for assessing environmental impacts, we used a methodology 
based on the Leopold matrix. Environmental impacts from operational deviations will be dealt 
with the methodology of environmental risk assessment, the technique chosen was the 
Preliminary Hazard Analysis (PPA - Preliminary Hazard Analysis - PHA). The significance 
of environmental impacts and the degree of deterioration in real average total show that the 
process of sewage treatment is a process with great potential impact on and demonstrate the 
need for mitigation measures and the generation of solid hits all environmental factors (water, 
soil, atmosphere and biota), being the most affected soil (43%). Water is the factor affected by 
the greater number of environmental aspects, and biota is affected by fewer environmental 
aspects, and presents the lowest degree of deterioration. The JPA has shown us that the 
environmental impacts caused by operational deviations are relevant considering that all were 
above / including the category average and the average real rate of deterioration of the total 
environmental impact was greater than that found in the environmental impacts caused by the 
processes routine. However 92% of the proposed preventive actions can be avoided by 
relatively simple measures such as preventive maintenance and operator training. If these 
undesirable events occur, the study of APP shows that the protective measures, such 
preventive measures which do not present great complexity in order that 81% of the measuresare relatively simple adoption, and that only 19% would cause the total shutdown of the unit. 
 
 
 
 
LISTA DE ILUSTRAÇÕES 
Figura 5.1. Possíveis rotas de fármacos do meio ambiente. 102 
Figura. 5.2. Modelo conceitual de emissão de gases do efeito estufa oriundos do processo de 
tratamento de esgoto nas ETEs. 110 
Figura 5.3 Tolerância do ser humano ao ozônio. 157 
Figura 6.1. Etapas da gestão de riscos ambientais. 180 
Figura 7.1. Fluxograma de um sistema de lodos ativados convencional. 188 
Gráfico 8.1. Proporção da importância do impactos ambiental na liberação dos gases do 
efeito estufa nos diferentes fatores ambientais em uma ETE. 204 
Gráfico 8.2. Proporção da importância do impacto ambiental na liberação de micropoluentes 
nos diferentes fatores ambientais em uma ETE. 205 
Gráfico 8.3. Proporção da importância do impacto ambiental na liberação de sólidos nos 
diferentes fatores ambientais em uma ETE. 205 
Gráfico 8.4. Proporção da importância do impacto ambiental na liberação de agentes 
patogênicos nos diferentes fatores ambientais em uma ETE. 206 
Gráfico 8.5. Proporção da importância do impacto ambiental na liberação de gás sulfídrico 
nos diferentes fatores ambientais em uma ETE. 206 
Gráfico 8.6. Proporção da importância do impacto ambiental na liberação de aerossóis nos 
diferentes fatores ambientais em uma ETE. 207 
Gráfico 8.7. Proporção da importância do impacto ambiental na liberação de nutrientes nos 
diferentes fatores ambientais em uma ETE. 207 
Gráfico 8.8. Proporção da importância do impacto ambiental na água causado pelos aspectos 
ambientais selecionados em uma ETE. 208 
Gráfico 8.9. Proporção da importância do impacto ambiental no solo causado pelos aspectos 
ambientais selecionados em uma ETE. 208 
 
Gráfico 8.10. Proporção da importância do impacto ambiental na atmosfera causado pelos 
aspectos ambientais selecionados em uma ETE. 209 
Gráfico 8.11. Proporção da importância do impacto ambiental na biota causado pelos 
aspectos ambientais selecionados em uma ETE. 209 
Gráfico 8.12 – Proporção dos riscos encontrados na APP de ETE. 221 
Gráfico 8.13 – Proporção das medidas de prevenção encontradas na APP de ETE. 221 
Gráfico 8.14 – Proporção das medidas de proteção encontradas na APP de ETE. 222 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
LISTA DE TABELAS 
Tabela 3.1 – Estimativa da eficiência esperada nos diversos níveis de tratamento 40 
Tabela 3.2: Avaliação relativa das unidades de processo biológico 51 
Tabela 3.3: Análise comparativa das unidades descritas 51 
Tabela 4.1: Composição do material retido nas grades 77 
Tabela 4.2: Características dos resíduos sólidos retidos na grade fina e na grade grossa. 77 
Tabela 4.3. Quantidade média de escuma em algumas ETEs. 79 
Tabela 4.4. Quantidade de areia, em 22 ETEs dos EUA. Com sistema do tipo separador 
absoluto. 80 
Tabela 4.5. Concentração média de microrganismos patogênicos encontrados no lodo de 
esgoto doméstico 84 
Tabela 4.6. Valores médios da emissão de resíduos gasosos em ETE. 86 
Tabela 4.7. Taxas de emissão de N2O em Estações de Tratamento de Esgotos (ETE) 91 
Tabela 5.1. Qualidade média do efluente nas unidades descritas 96 
Tabela 5.2. Eficiência de remoção das unidades descritas 97 
Tabela 5.4. Principais vias de exposição ao ser humano associado à utilização do lodo de 
esgoto na agricultura. 116 
Tabela 5.5. Síntese dos efeitos sobre a saúde humana de alguns metais mais freqüentes no 
meio ambiente. 118 
Tabela 5.6. Parasitas, cujos ovos (helmintos) e cistos (protozoários) podem ser encontrados 
nos lodos de esgoto. 119 
Tabela 5.7. Bactérias presentes em lodo de esgoto de decantação primária. 120 
Tabela 5.8. Principais vírus entéricos encontrados em lodo de origem doméstica que podem 
afetar a saúde humana. 121 
 
Tabela 5.9. Características gerais de alguns grupos de compostos orgânicos e seus efeitos 
tóxicos. 123 
Tabela 5.10. Características dos principais componentes odorantes em ETE. 126 
Tabela 5.11. Concentrações típicas de alguns poluentes atmosféricos em unidades da ETE. 
(mg poluente/Nm3 de gás). 129 
Tabela 5.12. Principias características do Cloro relacionadas ao meio ambiente. 149 
Tabela 5.13. Principias características do Sulfato de Alumínio relacionadas ao meio 
ambiente. 151 
Tabela 5.14. Principias características do Sulfato ferroso relacionadas ao meio ambiente
 152 
Tabela 5.15. Principias características do Cloreto férrico relacionadas ao meio ambiente 152 
Tabela 5.16. Principias características do Peróxido de hidrogênio relacionadas ao meio 
ambiente. 155 
Tabela 5.18. Impactos ambientais relacionados as diferentes alternativas de disposição de 
lodo de esgoto. 163 
Tabela 6.1. Principais métodos de Avaliação de Impactos Ambientais e suas características.
 170 
Tabela 6.2. Categorias de probabilidade de ocorrência de um determinado evento. 184 
Tabela 6.3. Categorias de severidade quando da ocorrência de um determinado evento. 185 
Tabela 6.4. Matriz de classificação de risco. 186 
Tabela 7.2. Intensidade dos aspectos ambientais em diferentes tipos de processo de 
tratamento de esgotos. 190 
Tabela 7.3. Comparação entre os valores para magnitude e importância. 190 
Tabela 7.4. Comparação entre aspectos e impactos ambientais disponíveis na matriz de 
Leopold e com os aspectos e impactos propostos pela matriz utilizada no trabalho. 192 
Tabela 8.1. Relação entre os fatores ambientais e a emissão de gases do efeito estufa. 196 
 
Tabela 8.2. Relação entre os fatores ambientais e a liberação de micropoluentes. 197 
Tabela 8.3. Relação entre os fatores ambientais e a emissão de gás sulfídrico. 198 
Tabela 8.4. Relação entre os fatores ambientais e a liberação de sólidos. 199 
Tabela 8.5.: Relação entre os fatores ambientais e a liberação de agentes patogênicos. 200 
Tabela 8.6. Relação entre os fatores ambientais e a geração de aerossóis. 201 
Tabela 8.7. Relação entre os fatores ambientais e a liberação de nutrientes 202 
Tabela 8.8. Valores oriundos dos 32 cruzamentos da Avaliação de Impactos Ambientais 
(AIA) em Estações de Tratamento de Esgotos (ETEs) referentes aos fatores ambientais. 203 
Tabela 8.9. Resultados finais dos cruzamentos. 214 
Tabela 8.10. Avaliação Preliminar de Risco (APP). 216 
Tabela 8.11. Relação entre os fatores ambientais e vazamento. 223 
Tabela 8.12. Relação entre os fatores ambientais e a saída de esgoto pelo extravasor. 224 
Tabela 8.13. Relação entre os fatores ambientais e a permanência de resíduos sólidos por 
tempo excessivo. 225 
Tabela 8.14. Relação entre os fatores ambientais e a geração de resíduos com alto teor de 
umidade. 226 
Tabela 8.15. Relação entre os fatores ambientais e a passagem de sólidos para o efluente.
 227 
Tabela 8.16. Relação entre os fatores ambientais e a liberação excessiva de metano. 228 
Tabela 8.17. Valores oriundos dos 16 cruzamentos dos Impactos Ambientais (AIA) 
identificados na APP em Estações de Tratamento de Esgotos (ETEs). 229 
Tabela 8.18. Resultados finais dos cruzamentos. 233 
 
 
 
LISTAS DE SIGLAS E ABREVIATURAS 
 
DRSAI – Doenças relacionadas com o Saneamento 
SUS – Sistema Único de Saúde 
ETE – Estação de Tratamento de Efluentes 
AIA – Avaliação de Impactos Ambientais 
SGA – Sistema de gestão Ambiental 
CONAMA – Conselho Nacional de Meio Ambiente 
APP – Analise Preliminar de Perigo 
NTK – Nitrogênio total Kjedahl 
NT – Nitrogênio total 
OD – Oxigênio dissolvido 
SS – Sólidos em suspensão 
SD – sólidos dissolvidos 
DBO – Demanda Bioquímica de Oxigênio 
DQO - Demanda Química de Oxigênio 
CT – Coliformes totais 
CF – Coliformes fecais 
CETESB - Companhia Ambientaldo estado de São Paulo 
POA – Processo Oxidativo Avançado 
SAO – Separador água e óleo 
UV – Ultra Violeta 
UASB - Upflow anaerobic sludge blanket 
 
TDH – Tempo de detenção hidráulica 
IPCC – Intergovernamental painel climate changes 
SES – Sistema de Esgotamento Sanitário 
POP – Poluentes orgânicos Persistentes 
IE – Interferentes Endócrinos 
CSTEE – Scientific Committee on Toxicity, Ecotoxicity and Environment 
FPHP – Fármacos e Produtos de Higiene Pessoal 
LAS - Alquilbenzenos Sulfonados de Cadeia Linear 
IVA – índice de proteção a vida aquática 
APEO - alquilfenóis polietoxilados 
RALF – Reator Anaeróbio de Fluxo Ascendente 
SANEPAR – Companhia de saneamento do Paraná 
ACGIH - American Conference of Governamental Industrial Higienistis 
NIOSH – National Institute for Ocupacional Safety and Health 
CAESB – Companhia de Saneamento Ambiental do Distrito Federal 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
SUMÁRIO 
 
CAPITULO 1. INTRODUÇÃO 18 
1.2. Justificativa 23 
1.3. Objetivo geral 24 
1.3.1. Objetivos específicos 24 
CAPITULO 2. PARÂMETROS DE QUALIDADES DOS ESGOTOS 25 
2.1. Parâmetros físicos 25 
2.2. Parâmetros químicos 28 
2.3. Parâmetros biológicos 32 
CAPITULO 3. ETAPAS DE TRATAMENTO DE ESGOTOS 35 
3.1. Histórico da implantação das estações de tratamento de esgotos (ETE) 35 
3.2. Processos de tratamento dos esgotos 37 
3.3. Etapas de tratamento de esgoto 41 
3.3.1. Tratamento preliminar 41 
3.3.2. Tratamento primário 42 
3.3.3. Tratamento secundário 45 
3.3.3.1. Comparativo entre os processos biológicos no Brasil 50 
3.3.4. Tratamento terciário 53 
3.3.5. Opções tecnológicas 56 
3.3.6. Unidades acessórias 59 
3.3.7. Produtos químicos usados em ETE 60 
3.4. Tratamento do lodo e da escuma 65 
 
CAPÍTULO 4. RESÍDUOS GERADOS NAS ESTAÇÕES DE TRATAMENTO DE 
ESGOTOS 76 
4.1. Resíduos sólidos 76 
4.1.1. Lixo fino 76 
4.1.2. Escuma 78 
4.1.3. Areia 79 
4.1.4. Lodo 82 
4.2. Resíduos gasosos 85 
4.2.1. Gás carbônico (CO2) e o Metano (CH4) – Biogás 86 
4.2.2. Gás sulfídrico (H2S) 89 
4.2.3. Óxido nitroso (N2O) 91 
CAPÍTULO. 5 - IMPACTOS AMBIENTAIS EM ETEs 93 
5.1. Poluição hídrica 94 
5.1.2. Impacto ambiental causado por micropoluentes no sistema de esgoto doméstico 97 
5.1.2.1. Produtos de limpeza ou cosméticos 98 
5.1.2.2. Fármacos 101 
5.1.2.3. Interferentes endócrinos (IE) 103 
5.1.3. Assoreamento 107 
5.1.4. Eutrofização 109 
5.2. Poluição do solo 113 
5.2.1. Lodo 114 
5.2.1.1. Metais pesados 117 
5.2.1.2. Microrganismos patogênicos 118 
 
5.2.1.3. Poluentes orgânicos 121 
5.3. Poluição atmosférica 123 
5.3.1. Geração de odor 124 
5.3.2. Emissão de gases do efeito estufa (GEE) 135 
5.3.2.1. Metano 137 
5.3.2. Óxido nitroso 139 
5.4. Impacto ambiental por aerossóis 140 
5.5. Impactos ambientais associados aos produtos químicos utilizados em ETE 146 
5.6. Impactos ambientais relacionados aos setores da ETE 158 
CAPÍTULO 6. AVALIAÇÃO DOS IMPACTOS AMBIENTAIS 164 
6.1. Histórico da avaliação de impacto ambiental 167 
6.2. Métodos de avaliação dos impactos ambientais (AIA) 169 
6.2.1. Matriz Leopold 173 
6.3. Análise de riscos 176 
6.3.1. Análise preliminar de perigos (APP) 183 
CAPÍTULO 7. METODOLOGIA 187 
7.1. Determinação dos valores de magnitude e importância 189 
7.2 - Determinação dos valores da média total dos impactos ambientais 192 
7.3 - Determinação dos valores de totais reais e a significância do impacto 193 
7.4 - Calculo do grau de deterioração real 193 
CAPÍTULO 8. RESULTADOS 195 
CAPÍTULO 9. CONCLUSÃO 234 
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 236 
 18 
1 Introdução 
 
O saneamento é um dos meios mais importantes de prevenção de doenças. Segundo a 
Organização Mundial da Saúde (OMS) saneamento é “o controle de todos os fatores do meio 
físico do homem que exercem ou podem exercer efeito deletério sobre o seu bem-estar físico, 
mental ou social” (MOTTA, 1993). Neste sentido, fica clara a relação direta entre a falta de 
saneamento e, por exemplo, a mortalidade infantil. O abastecimento de água, juntamente com 
a destinação correta de dejetos, é capaz de influir contra doenças como diarréias, 
esquistossomose, amebíase, febre tifóide e paratifóide, disenterias etc. A água poluída gerada 
pela falta de higiene pessoal e ambiental, e também por ausência de educação em saúde, está 
levando a altos índices de mortalidade infantil causados por diarréia (ROCHA et al., 2004). 
Não há dúvida de que, melhorando o saneamento, haverá melhoria da saúde pública, 
(MIGUEL et al., 2004). 
Atualmente, a cada 14 segundos morre uma criança vítima de doença hídrica 
(MORAES; JORDÃO, 2002). Segundo dados elaborados pelo Instituto de Pesquisa 
Econômica Aplicada – IPEA, para o período de 1985 a 1990, a taxa de mortalidade infantil 
nos domicílios com condições adequadas de saneamento foi de 21,9%, enquanto nos 
domicílios, onde as condições de saneamento eram inadequadas, foi de 59,1% (MIGUEL et 
al., 2004). Esses fatos, em sua maioria, são atribuídos, principalmente, à falta de prioridade 
nos investimentos em saneamento básico, em especial à coleta e ao tratamento de esgoto 
(OGERA; PHILIPPI JR., 2004). 
Segundo estudos feitos, no Brasil, por Costa et al. (2007), para analisar os impactos 
das Doenças Relacionadas com o Saneamento Ambiental Inadequado (DRSAI) na saúde, no 
período entre 1996 a 1999, constatou-se que do total de óbitos ocorridos no país motivados 
por DRSAI, se somados, representam 7,61%, com taxas variantes e declinantes – passou-se de 
2,10% dos casos em 1996 para 1,65%, em 1999. A doença de Chagas e a diarréia são 
responsáveis por quase 90% dos óbitos, sendo, que a primeira tem maior incidência entre 
pessoas com idade a partir de 39 anos, enquanto a diarréia possui prevalência nas crianças de 
até 5 anos e em idosos que estão acima dos 65 anos, conforme os autores. Para o Sistema 
Único de Saúde (SUS), os gastos com as internações resultantes das DRSAI em números 
absolutos tiveram aumento de 35% no mesmo período, passando de R$ 82.378.751,36, em 
1996, para R$ 111.340.444,52, em 2000, correspondendo a 3,2% e 2,3%, respectivamente, 
 19 
dos gastos hospitalares com doenças. Claramente, observa-se que, caso houvesse 
investimentos nas áreas de saneamento ambiental, os custos para o SUS ficariam menores, 
além de que haveria uma diminuição na ocupação dos leitos hospitalares. 
A implantação de sistemas de Saneamento Ambiental acarreta a redução considerável 
dos gastos financeiros, bem como recursos humanos, dado que as demandas pelos serviços de 
enfermidades resultante da ausência de saneamento são reduzidas a níveis “muito baixos”. 
Martins et al. (2001) demonstram em seus estudos que, para cada dólar investido em serviços 
de saneamento, obtém-se uma redução de 16% (dezesseis por cento) no orçamento da União 
(Governo Federal do Brasil) e, considerando ainda benefícios indiretos, como conforto, bem-
estar e desenvolvimento econômico, esta relação atinge US$ 3,50, por cada dólar investido. Já 
no trabalho realizado por Moraes e Jordão (2002), há estimativas que apontam que 
investimentos entre R$ 1,00 e R$ 4,00 em saneamento básico podem representar uma 
economia entre R$ 5,00 e R$ 10,00 em saúde, respectivamente. 
A importância da implantação dos serviços de saneamento básico deve ser tratada 
como prioridade, sob quaisquer aspectos, na infra-estrutura pública das comunidades. O bom 
funcionamento desses serviços implica numa existência com mais dignidade para a 
população, pois melhora as condições de higiene, saúde,segurança e conforto 
(FERNANDES, 1997). 
Para se obter um saneamento adequado é necessário contemplar uma ampla variedade 
de atividades básicas, tais como: abastecimento de água, destino das águas servidas e dos 
dejetos, destino do lixo, controle de animais vetores (mosquitos, caramujos, entre outros) de 
doenças e saneamento de alimentos, habitação, local de trabalho, escolas, locais de banho e 
etc. (VIEL, 1994). 
 Deve-se chamar atenção para questão do destino das águas servidas e dos dejetos, que 
são formados pela água consumida e, conseqüentemente contaminada sob a forma de esgotos 
sanitários que, em muitos casos, retornam aos corpos d’água levando com isso uma condição 
insalubre para a população. Esses corpos d’água até poderiam incorporar essas águas 
poluídas, servindo de meio para a degradação de seus poluentes, sem perder seus padrões de 
qualidade. Porém, sua capacidade de depuração é limitada e incompatível com as elevadas 
quantidades de poluentes geradas por grandes aglomerações de população. Trata-se também 
de uma capacidade natural, cuja natureza não previu em seu ‘escopo original’ a presença de 
 20 
determinadas substâncias sintéticas, fruto do desenvolvimento tecnológico da humanidade, 
para as quais não possui mecanismos de degradação. 
Assim sendo, essas águas poluídas são tratadas para a retirada das substâncias 
poluentes antes de serem dispostas nos corpos receptores, procurando-se, assim, prejudicar o 
menos possível a qualidade de suas águas e conseqüentemente a qualidade da vida ali 
existente. 
O tratamento desta água servida é feito em Estações de Tratamento de Esgotos 
(ETEs). As ETEs são peças de suma importância para o sucesso de um plano de saneamento, 
sem elas, certamente haveria um número muito maior de vítimas de doenças hídricas. 
Os esgotos costumam ser classificados em dois grupos principais: os esgotos sanitários 
e os industriais. Os esgotos sanitários são formados principalmente por efluentes domésticos 
ou domiciliares provenientes principalmente de residências, edifícios comerciais, instituições 
ou quaisquer edificações que contenham instalações de banheiros, lavanderias, cozinhas, ou 
qualquer dispositivo de utilização da água para fins domésticos. Compõem-se essencialmente 
da água de banho, urina, fezes, papel, restos de comida, sabão, detergentes, águas de lavagem 
e uma parcela de águas pluviais, águas de infiltração, e eventualmente uma parcela não 
significativa de despejos industriais. 
Os esgotos industriais, extremamente diversos, provêm de qualquer utilização da água 
para fins industriais, e adquirem características próprias em função do processo industrial 
empregado. Assim sendo, cada indústria deverá ser considerada separadamente, uma vez que 
seus efluentes diferem até mesmo em processos industriais similares (JORDÃO, 1995). 
Do ponto de vista do tratamento dos esgotos industrias ou domésticos, podemos 
destacar que os esgotos industriais, de maneira geral, são tratados por estações de tratamento 
de efluentes na própria indústria geradora, ou em alguns casos, são levados para serem 
tratados por empresas especializadas. Só depois de alcançados padrões aceitáveis pela 
legislação, podem ser descartados. No caso do tratamento dos esgotos domésticos, estes são 
feitos por empresas (privadas, públicas ou estatais) conveniadas pelas prefeituras. 
Independentemente de tratar esgotos domésticos ou industrias, podemos definir uma 
ETE como: uma unidade ou estrutura projetada com o objetivo de tratar esgotos, no qual o 
homem, através de processos físicos e/ou biológicos, simula ou intensifica as condições de 
autodepuração que ocorrem na natureza, mas dentro de uma área delimitada, onde 
 21 
supervisiona e exerce algum controle sobre os processos de depuração, antes de devolver o 
esgoto tratado ao meio ambiente (LA ROVERE et. al.,2002). 
O setor de tratamento de efluentes vem sofrendo grandes transformações, as 
companhias de saneamento estão ampliando-se e já possuem características que as igualam a 
outros setores da economia. Desta maneira, as Estações de Tratamento começam a se 
preocupar com a higiene e segurança no trabalho, de forma a atender a legislação, diminuir 
afastamentos por acidentes e até mortes, que podem trazer prejuízos financeiros e sociais 
(BUDA, 2004). 
Interpretar as Estações de Tratamento de Esgoto como plantas industriais que prestam 
serviços à comunidade, possuindo um sistema produtivo e de transformação, reflete que estas 
enfrentam problemas, como qualquer outra indústria, nas questões de segurança do trabalho 
(BUDA, 2004). Sperling (1996) afirma: “Deve-se entender a estação de tratamento de esgoto 
como uma indústria, transformando uma matéria-prima (esgoto bruto) em um produto final 
(esgoto tratado). Os mesmos cuidados, como a otimização e a qualidade dos serviços das 
indústrias modernas devem estar presentes nesta indústria de tratamento de esgotos.” 
O principal produto de uma ETE é o efluente tratado, que além de cumprir o seu papel 
mais óbvio de sanear o ambiente, pode servir como insumo, quer para uso industrial, quanto 
para seu reuso na irrigação de culturas, de recarga de aqüífero, ou restauração de vazão de 
rios. Desta forma, o conceito de gestão ambiental aplicado a industrias se torna aplicável 
também a uma empresa de saneamento como um todo, assim como as ETEs industriais. (LA 
ROVERE et. al.,2002), 
Apesar da grande importância do tratamento dos esgotos, sanitários ou industrias, 
dentro de toda a cadeia de saneamento, as ETEs podem ser grandes geradoras de poluição. 
Elas consomem grandes quantidades de água e de energia, produzem despejos líquidos, 
liberam diversos gases nocivos para a atmosfera e produzem resíduos sólidos de difícil 
tratamento e disposição. Em decorrência de tais fatos as ETEs podem ser, e muitas vezes são, 
um grande problema para o meio ambiente, pois tem potencial para afetá-lo em todos os 
níveis: ar, água e solo. 
Assim sendo, faz-se necessária a integração da variável ambiental no planejamento, na 
concepção, e, acima de tudo, na operação das ETEs. A questão da poluição, não apenas 
 22 
aquela provocada pelas ETEs, mas a produzida pela indústria de um modo geral constitui não 
apenas um problema, mas também em um desafio para a gerência das empresas. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 23 
1.2 Justificativa 
Com o advento da valorização das questões relacionadas ao meio ambiente bem como 
o do desenvolvimento de uma legislação ambiental mais rígida, as indústrias tendem a 
aumentar a implementação de medidas de desenvolvimento sustentável. Para isso deverão 
adotar a Avaliação de Impacto Ambiental (AIA) em suas empresas ou em seus 
departamentos, seja em novos projetos, na ampliação de empreendimentos já existentes ou 
ainda na implementação de Sistemas de Gestão Ambiental (SGA) em empreendimentos em 
operação. 
Apesar da legislação americana sobre Avaliação de Impacto Ambiental ter sido 
aprovada em 1970, a lei correlata brasileira (CONAMA 01/86) entrou em vigor apenas em 
1986, portanto a área de gerenciamento e Avaliação de Impacto Ambiental pode ser 
considerada nova. Se for considerado o número de empreendimentos de determinadas áreas 
que foram licenciados, e os métodos utilizados nestes estudos, certamente a Avaliação de 
Impacto Ambiental tem muito ainda a desenvolver não só no seu aspecto estratégico ou 
gerencial, mas também no seu direcionamento para todos os campos de atuação. Por estar em 
desenvolvimento, ainda existem aspectos a serem descobertos, discutidos ou propostos nesta 
área. 
O desenvolvimento, a utilização e a melhoria de métodos específicos para Avaliação 
de Impacto Ambiental em projetos de grande porte, mais precisamente voltados para o 
tratamento de efluentes, tornam- importante, não só pela carência destes métodos, como 
também pelo número de projetos que deverão aumentarno curto e médio prazo. Quanto maior 
o conhecimento e quanto melhor forem as técnicas e métodos para Avaliação de Impacto 
Ambiental destes projetos, mais efetivas e rápidas serão as análises dos responsáveis pela 
tomada de decisão e mais facilitadas a compreensão e a capacidade de intervenção do público. 
 
 
 
 
 
 24 
1.3 Objetivo geral 
Este trabalho tem por objetivo avaliar os impactos ambientais negativos das atividades 
de tratamento de efluentes sanitários, dando ênfase ao problema da poluição causada pelas 
operações que constituem as mesmas. 
 
1.3.1 Objetivos específicos 
Os objetivos específicos do trabalho são: 
• avaliar os impactos ambientais causados por ETEs; 
• relacionar os impactos ambientais presentes na atividade de tratamento de esgotos com 
os diferentes fatores ambientais (solo, água, atmosfera e biota); 
• analisar os riscos ambientais presentes nos processos de tratamento de efluentes, 
• propor uma nova metodologia de avaliação de impactos ambientais para ETEs. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 25 
2. - Parâmetros de Qualidade dos Esgotos 
 O conhecimento dos parâmetros presentes nos esgotos nos fornece um diagnóstico do 
potencial impacto ambiental que poderia ser causado pela sua liberação no meio ambiente, 
por isso, a legislação ambiental impõe limites para a presença e/ou quantidade destes 
parâmetros. Todas as operações presentes em uma Estação de Tratamento de Esgotos, são 
feitas para que estes parâmetros possam estar dentro do que a legislação permite. 
 Esgoto sanitário que chega a uma Estação de Tratamento de Esgotos (ETE) é gerado 
através da água que, após a utilização humana, apresentam as suas características naturais 
alteradas sendo chamadas genericamente de esgoto, ou águas servidas. 
O esgoto sanitário é composto basicamente de: 
• esgoto doméstico ou esgoto sanitário: são esgotos provenientes das residências, 
instalações comerciais, públicas e similares; 
• infiltração e ligações clandestinas: água que entra sem controle na rede, procedente 
de subsolo por várias formas e água pluvial que descarrega na rede a partir de fontes 
como vazantes de edifícios, drenos cimentados e galeria pluvial; 
• água pluvial: água resultante de escoamento superficial (MONTSORIU, 1985, p.12-
13). 
Para definir a qualidade dos efluentes gerados, devem ser obtidas informações 
passíveis de mensuração com o intuito de se definir os parâmetros físicos, químicos e 
biológicos. A qualidade dos esgotos é representada por características intrínsecas, geralmente 
mensuráveis, de natureza física, química e biológica. Estas características, quando mantidas 
dentro de certos limites, viabilizam determinado uso ou possibilitam o seu descarte. 
(VITERBO, 1998, p. 59) 
 
2.1 - Parâmetros físicos 
Caracterizam- se principalmente por substâncias fisicamente separáveis dos líquidos, 
ou que não se encontram dissolvidas. Segundo Alegre (2004), para a determinação dos 
parâmetros físicos, é necessária a determinação das seguintes características: cor, turbidez, e 
temperatura e sólidos. 
 
 26 
Cor e Turbidez 
 A cor é causada por matéria orgânica em solução na água, enquanto que a turbidez é 
causada pela presença de matéria em suspensão. A cor é indicativa da condição de chegada 
dos esgotos à ETE; será uma tonalidade marrom ou cinza no esgoto fresco, e negro no esgoto 
em estado séptico. (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
 
Temperatura 
 A temperatura é um parâmetro físico que afeta a saturação de oxigênio dissolvido, as 
taxas de reações biológicas e das reações químicas. Enquanto a concentração de saturação de 
O.D. diminui com o aumento da temperatura, a atividade biológica cresce com o seu aumento. 
Segundo Pessoa e Jordão (2009), uma faixa ótima está entre 25 a 35ºC, a temperatura 
dos esgotos é em geral, pouco superior à das águas de abastecimento (pela contribuição de 
despejos domésticos que tiveram as águas aquecidas). Abaixo de 15ºC a digestão anaeróbia 
praticamente não se processa. 
 São influencias da temperatura no tratamento de esgoto: 
• Nas operações de natureza biológica (a velocidade da decomposição do esgoto 
aumenta com a temperatura) 
• A solubilidade do oxigênio é menor nos temperaturas mais elevadas 
• O aumento da temperatura faz diminuir a viscosidade, melhorando as condições de 
sedimentação. 
 
Sólidos 
 Embora a presença de sólidos no esgoto constitua uma parcela ínfima, (0,08% de 
sólidos e 99,92% de água) uma vez separados na estação de tratamento, poderão representar 
uma quantidade muito elevada, de difícil destinação final e com possíveis implicações 
ambientais (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
 
 27 
Sólidos totais – É o conteúdo total de sólidos em uma amostra de esgotos, 
denominado sólidos totais, é definido como: o resíduo remanescente após evaporação a 103ºC 
de um volume conhecido da amostra. Geralmente é expresso em mg/L. 
 Os sólidos totais podem ser subdividos em: sólidos em suspensão e dissolvidos ou 
sólidos fixos e voláteis. 
Sólidos em suspensão (ou particulados – SS) – são os sólidos que ficam retidos no 
meio filtrante, escolhido de forma que o diâmetro mínimo da partícula seja de 0,1 mícron, 
geralmente o meio filtrante é uma membrana de fibra de vidro. 
Sólidos dissolvidos (ou solúveis – SD) – são obtidos pela diferença entre os valores 
de sólidos totais e em suspensão. Possuem além das substâncias dissolvidas presentes em 
solução de esgoto, e uma certa parcela de matéria coloidal (diâmetro de partículas entre 10-6 e 
10-3 mm). 
Sólidos voláteis – matéria orgânica que é volatilizada a partir dos sólidos totais a uma 
temperatura de 600ºC. 
Sólidos não voláteis ou fixos – matéria mineral que permanece na forma de cinzas 
após os sólidos totais o aquecimento dos sólidos totais a 600ºC por 30 minutos. 
 Os sólidos, para efeito de controle da operação de sedimentação, costumam ser 
classificado em: 
Sedimentável – aquele que sedimenta num período de decantação de 1 hora no Cone 
Imhoff, e encontra-se tipicamente cerca de 5 a 20 ml/l no esgoto doméstico. A quantidade de 
matéria sedimentável é uma indicação da quantidade de lodo que poderá ser removida por 
sedimentação nos decantadores. É um importante parâmetro, pois está relacionado ao 
assoreamento do corpo receptor, caso a sua remoção não seja eficiente. 
Não sedimentável – não sedimenta no tempo arbitrado de 1 hora, em termos práticos, 
a matéria não sedimentável só será removida por processos de oxidação biológica ou de 
coagulação seguida de sedimentação. 
 
 
 28 
2.2 - Parâmetros químicos 
Parâmetros químicos geralmente são analisados em conjunto com os parâmetros 
físicos e/ou biológicos. O tratamento químico e utilizado quando o emprego de processos 
físicos ou biológicos não atende ou não atuam eficientemente nas características que se deseja 
reduzir ou remover (VITERBO, 1998). 
 
pH 
 A medida do pH é a concentração hidrogênica da água. É um parâmetro importante no 
controle operacional das estações de tratamento. 
 Segundo Pessoa e Jordão (2009), o pH do esgoto, em geral, varia entre 6,5 e 7,5. 
Esgotos velhos ou sépticos têm pH inferior a 6,0. A vida aquática requer um faixa de pH de 6 
a 9. 
 O pH baixo potencializa a possibilidade de corrosividade, e o pH elevado, facilita a 
incrustação nas tubulações e peças (SPERLING, 2005). 
 
Cloreto 
 Podem ser originados pela dissolução de minerais e do solo, por intrusão de águas 
salinas, por despejos industriais ou lixiviação de áreas agrícolas. Os cloretos sempre estão 
presentes no esgoto, pela contribuição das excretas humanas. A remoção de cloretos é quase 
insignificante nos tratamentos convencionais (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
 
Nitrogênio e fósforo 
 As fontes naturais de nitrogênio são decomposição de proteínas células, e como fonte 
antropogênica podemos citar: esgotos domésticos e industriais, fezes de animais e fertilizantes 
(SPERLING, 2005). Em relaçãoàs fontes de fósforo naturais, os principais são os de 
intemperismo das rochas e decomposição da matéria orgânica. Já as artificiais consistem de 
efluentes industriais, esgotos sanitários e fertilizantes. É importante ressaltar ainda que os 
 29 
sabões e detergentes são os maiores responsáveis pela introdução de fosfatos nas águas 
(PESSOA e JORDÃO, 2009). 
A liberação excessiva de nitrogênio e fósforo pode provocar um aumento na 
população de organismos aquáticos. O crescimento exagerado da população de algas em 
águas doces decorrente da elevada concentração de nutrientes, é um fenômeno bastante 
comum, tendo como conseqüência a depleção de oxigênio em corpos aquáticos resultante da 
oxidação da biomassa formada por algas mortas, levando a uma situação de anaerobiose, fatal 
para muitos organismos (PESSOA e JORDÃO, 2009). Este processo é conhecido como 
eutrofização. 
O nitrogênio está presente nos esgotos sob a forma de nitrogênio orgânico, amônia, 
nitrito, nitrato ou gás nitrogênio. 
Já o nitrato, quando ingerido, é reduzido a nitrito no trato intestinal e ao entrar na 
corrente reage com a hemoglobina, convertendo- a em meta-hemoglobina, molécula que não 
possui a capacidade de transportar oxigênio. Além disso, o nitrato ingerido pode ser 
convertido a nitrosaminas, composto cancerígeno. Já na forma de amônia livre é diretamente 
tóxico aos peixes, concentrações de amônia acima de 0,25 mg/L afetam o crescimento de 
peixes e na ordem de 0,50 mg/L são letais. 
O nitrogênio orgânico e amoniacal são determinados juntos em laboratório sob a 
denominação de Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK). Por Nitrogênio Total (NT) entende-se a 
soma do nitrito e do nitrato ao NTK. 
O fósforo está presente nos esgotos sob a forma de ortofosfato, polifosfato, e fósforo 
orgânico. 
O fósforo apresenta-se na água sob duas formas principais: total e solúvel. É essencial 
para o crescimento de microrganismos responsáveis pela estabilização da matéria orgânica, e 
também para o crescimento de algas, podendo levar a eutrofização dos corpos d’água. 
 
Oxigênio dissolvido (OD) 
 A atmosfera, que contem 21% de oxigênio, é a principal fonte de reoxigenação de 
corpos d’água, por meio de difusão do gás na interface com água/ar. O oxigênio também pode 
 30 
ser introduzido pela ação fotossintética das algas. No entanto, a maior parte do gás oriundo 
dessa última fonte é consumido durante o processo de respiração, além da própria degradação 
de sua biomassa (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
O OD é sem dúvida o parâmetro de melhor caracterização da qualidade de um corpo 
d`água. Ele é fundamental para a respiração dos microorganismos aeróbios que realizam a 
degradação da matéria orgânica. Em quantidades muito baixas a vida no corpo hídrico se 
torna inviável. 
 
Óleo e graxas 
 Óleos e graxas estão sempre presentes nos esgotos domésticos, provenientes da 
preparação e do uso de alimentos (óleos, vegetais, manteigas, carne e etc.). Podem estar 
presentes também sob a forma de óleos minerais derivados do petróleo (querosene, óleo 
lubrificantes). Nos esgotos domésticos, são encontrados em faixas médias de 50 a 150 mg/l 
(PESSOA e JORDÃO, 2009). 
 
Metais 
 Os principais elementos químicos enquadrados neste conceito são: Ag, As, Cd, Co, Cr. 
Cu. Hg, Ni, PB, Sb, Se e Zn. A maioria destes elementos são encontrados naturalmente no 
ambiente, no entanto, o aumento da sua concentração pode trazer sérios riscos ao meio 
ambiente. 
 A maioria dos organismos vivos precisa apenas de alguns poucos metais, e em dozes 
muito pequenas, como é o caso do zinco, do magnésio, do cobalto e do ferro. Já o chumbo, o 
mercúrio e o cádmio são metais que não existem na natureza, e tampouco desempenham 
função nutricional em qualquer ser vivo. Ou seja, a presença destes metais em organismos 
vivos é prejudicial em qualquer concentração (SPERLING, 2005). 
Os metais não podem ser metabolizados e, portanto, permanecem no organismo e 
exercem seus efeitos tóxicos, este fenômeno é conhecido como biomagnificação. 
 
 31 
Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) 
 A DBO indica a quantidade de oxigênio necessária para estabilizar biologicamente a 
matéria orgânica presente em uma amostra, após um tempo dado (normalmente cinco dias) e 
uma temperatura padrão (normalmente 20ºC). 
 Basicamente, a informação mais importante que esse teste fornece é sobre a fração dos 
compostos biodegradáveis presentes no efluente. Muito importante, inclusive, para trabalhos 
de tratabilidade de águas residuais. O teste de DBO é muito usado para avaliar o potencial de 
poluição de esgotos domésticos e industriais em termos do consumo de oxigênio. É uma 
estimativa do grau de depleção de oxigênio em um corpo aquático receptor natural e em 
condições aeróbias. O teste também é utilizado para a avaliação e controle de poluição, além 
de ser utilizado para propor normas e estudos de avaliação da capacidade de purificação de 
corpos receptores de água (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
A DBO dos esgotos domésticos varia entre 100 e 400 mg/l, ou seja, 1 litro de esgotos 
consome de 100 a 400mg de oxigênio do corpo receptor em cinco dias, no processo de 
estabilização da matéria orgânica carbonácea. 
 
Demanda Química de Oxigênio (DQO) 
 A DQO corresponde à quantidade de oxigênio necessária para oxidar a fração orgânica 
de uma amostra que seja oxidável pelo permanganato ou dicromato de postássio em solução 
ácida. O valor obtido indica o quanto de oxigênio um determinado efluente líquido 
consumiria de um corpo d’água receptor após o seu lançamento, se fosse possível mineralizar 
toda a matéria orgânica presente, de modo que altos valores de DQO podem indicar um alto 
potencial poluidor. 
Esse teste tem sido utilizado para a caracterização de efluentes industriais e no 
monitoramento de estações de tratamento de efluentes em geral. Normalmente a DQO dos 
esgotos varia entre 200 e 800 mg/l. 
 A relação DQO/DBO nos esgotos varia entre 1,7 e 2,5. A relação DQO/DBO é uma 
indicação da possível presença de efluentes industriais. A tendência para a relação DQO/DBO 
é aumentar à medida que o esgoto passa pelas diversas unidades de tratamento, devido à 
 32 
redução paulatina da fração biodegradável, ao passo que a fração inerte permanece 
aproximadamente inalterada. 
Uma das grandes vantagens da DQO sobre a DBO é que permite respostas em tempo 
menor (2 horas com dicromato ou minutos em aparelhos específicos). Além disso, o teste de 
DQO não engloba somente a demanda de oxigênio satisfeita biologicamente (como na DBO), 
mas tudo o que é susceptível a demandas de oxigênio, em particular os sais minerais 
oxidáveis (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
 
Matéria orgânica carbonácea 
A matéria orgânica pode ser classificada quanto à forma e tamanho, em suspensão e 
dissolvida, e quanto à biodegradabilidade, em inerte (ou biorecalcitrante ou biorefratária) e 
biodegradável. Para sua determinação há métodos diretos de medição do carbono orgânico, 
como Carbono Orgânico Total (COT), e indiretos através de medição do consumo de 
oxigênio, como Demanda Química de Oxigênio (DQO), Demanda Última de Oxigênio 
(DBOu), e Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO), 
 As substâncias orgânicas presentes nos esgotos são constituídas principalmente por 
compostos de proteínas (40% a 60%), carboidratos (25% a 50%), gorduras e óleos (8% a 
12%) e uréia, surfactantes, fenóis, pesticidas, metais e outros (em menor escala). Em termos 
práticos, usualmente não há necessidade de se caracterizar a matéria orgânica em termos de 
proteínas, gorduras, carboidratos e etc. Neste sentido, adotamos métodos que determinam a 
matéria orgânica de uma maneira geral (SPERLING, 2005). 
 Os métodos mais utilizados para a determinação da matéria orgânica são a DBO e a 
DQO. 
 
2.3 - Parâmetros biológicos 
Os parâmetros biológicos são compostos por microorganismos vivos. Os processos 
biológicos dependem da ação dos microorganismospresentes nos esgotos, buscando 
transformar componentes complexos em compostos simples, como os sais minerais, o gás 
carbônico, entre outros. 
 33 
Microorganismos 
 A identificação e a contagem de microorganismos nos corpos d’água é de particular 
interesse em relação aos aspectos de proteção da saúde pública. A indicação mais usual da 
contaminação nos esgotos é feita através da presença dos Coliformes Fecais. 
Os organismos patogênicos, tais como bactérias, vírus, vermes e protozoários, são os 
principais causadores de doenças de veiculação hídrica e aparecem na água, normalmente, em 
baixa concentração e de forma intermitente. Por estes motivos, o isolamento e a detecção de 
patógenos tem um custo elevado e requer um longo período para obtenção do resultado, o que 
inviabiliza a tomada de qualquer decisão. 
Este obstáculo é superado através do estudo dos chamados organismos indicadores de 
contaminação fecal. Tais organismos são predominantemente não patógenos, mostram-se 
mais resistentes que as patogênicas, em relação aos processos naturais de depuração e à ação 
de desinfetantes. Portanto, se em uma amostra não forem encontrados coliformes, certamente 
os patógenos também não estarão presentes, pelo menos em quantidade significativa. Por 
outro lado, se for encontrado bactérias do grupo coliformes há um risco de se encontrar os tais 
organismos infectantes ou causadores de doenças. Outra característica é que estes organismos 
indicadores são encontrados em grandes quantidades nas fezes humanas. 
Os organismos mais comumente utilizados para tal finalidade são as bactérias do 
grupo coliformes. 
O grupo coliforme é dividido em bactérias fecais (ou intestinais) e não fecais. As 
primeiras vivem e se multiplicam no trato digestivo de animais de sangue quente (mamíferos 
e aves) e são eliminadas junto com as fezes. As não fecais são encontradas normalmente no 
solo. 
Os principais indicadores microbiológicos são: 
 
Coliformes totais (CT) 
Constitui um grande número de organismos, sua presença não significa 
necessariamente contribuição de fezes humana ou animal, pois estes organismos podem se 
desenvolver no solo ou na vegetação, e serem carreados com a água de lavagem. O esgoto 
 34 
bruto contem cerca de 106 a 109 NMP/100 ml de colis totais, ou cerca de 109 a 1012 
org/hab/dia. 
 
Coliformes termotolerantes 
Constituem um subgrupo dos coliformes totais, diferenciando-se por serem tolerantes 
a temperaturas mais elevadas, sendo praticamente de origem fecal. As espécies mais 
conhecidas são: Escherichia coli e em menor grau a Klebsiella, enterobacter e Citrobacter. A 
Escherichia coli é a principal bactéria do grupo CF, sendo abundantes nas fezes humanas e de 
animais, portanto, esta é a única que dá a garantia de contaminação exclusivamente fecal. 
O esgoto bruto contem cerca de 105 a 108 NMP/100 ml de colis fecais, ou cerca de 108 
a 1011 org/hab/dia. 
 Além das bactérias existem outros parasitos de grande importância para o processo de 
tratamento de esgotos: 
Helmintos – Seus ovos podem ser detectados no esgoto, principalmente no lodo, 
destacando os nematóides (Ascaris lumbricoides e Trichuris trichiura) popularmente 
chamado de lombrigas. As larvas passam através do aparelho circulatório e pulmões, e se 
fixam no intestino, de onde os ovos são eliminados nas fezes. As recomendações da 
Organização Mundial da Saúde para reuso agrícola de esgotos dão maior importância para 
helmintos e estabelecem um limite rígido para nematóides, menos de um ovo por litro para 
irrigação irrestrita. 
Ptotozoários – As principais espécies típicas de fezes humanas são: Giardia lamblia, 
(giardíase), Entamoeba histolystica (amebíase) e Cryptosporidia spp (criptosporidíase). 
Geralmente provocam cólicas, diarréia, enfraquecimento e perda de peso. 
A Giardia lamblia e Cryptosporidium parvum estão entre os protozoários capazes de 
causar diarréias graves. Mais de cem surtos de gastroenterite por Giardia e Cryptosporidium 
foram relatados nos Estados Unidos, Canadá e países da Europa nos últimos 25 anos. Como 
os coliformes termotolerantes não são bons indicadores da presença destes protozoários e o 
cloro não os elimina, a sua avaliação em águas é de extrema necessidade (CETESB, 2003). 
 35 
Cianobactérias – São bactérias que geram toxinas capazes de afetar o fígado e o 
intestino, causar irritação na pele, alergias, odor e gosto na água. São conhecidas como algas 
por conterem clorofila “a”. Os principais gêneros são: Microcystis e Anabaena são 
encontradas principalmente em represas e reservatórios. 
 
3. Etapas de Tratamento de Esgotos 
 
3.1 – Histórico da implantação das Estações de Tratamento de Esgotos (ETE) 
Com o início da Revolução Industrial, aumentaram os relatos de doenças associadas 
ao ambiente, na época, elas eram responsáveis por um grande número de mortes (MENDES, 
1995), um grande exemplo desta associação pode ser comprovado através do estudo clássico 
de John Snow, em Londres que associou a mortalidade por cólera a qualidade da água 
consumida (CÂMARA, 2003). Além da qualidade da água consumida, outro fator não menos 
importante também era motivo de preocupação, a coleta das águas servidas. 
A coleta das águas servidas já era preocupação das civilizações antigas. Em 3.750 
a.C., foram construídas galerias de esgoto em Nipur (Índia) e na Babilônia. Em 3.100 a.C. 
foram empregadas manilhas de cerâmica para a canalização dos esgotos (AZEVEDO 
NETTO, 1984). Na Roma imperial foram feitas ligações diretas das casas até os canais. Estas 
iniciativas, no entanto ainda não representavam conceitualmente, o estabelecimento de uma 
rede de saneamento, pois grande parte destas atitudes eram iniciativas particulares de cada 
morador, e nem todas as casas apresentavam essas benfeitorias (METCALF e EDDY, 1977). 
Na Idade Média não se tem notícia de grandes realizações no tocante à coleta de 
esgotos. Essa despreocupação com os efluentes domiciliares, aliada ao desconhecimento da 
microbiologia até meados do século XIX, certamente foram as causas das grandes epidemias 
ocorridas na Europa no período entre os séculos XVI e XIX, coincidindo com o crescimento 
das populações e o início da aglomeração urbana (SAWYER e MCCARTY, 1978). 
Nesta época, os escravos eram encarregados de transportar água dos chafarizes 
públicos até as residências. Construídas de acordo com os costumes europeus da época, 
mesmo as casas mais sofisticadas eram construídas sem sanitários. Escravos carregavam potes 
 36 
cheios de excrementos humanos até os rios, onde eram lavados para serem utilizados 
novamente. 
Em Londres, somente em 1815 os esgotos começaram a ser lançados em redes 
coletoras, em Hamburgo iniciou-se em 1842, e em Paris, em 1890. Em 1860, surgiu o 
dispositivo de Mouras para tratar lodos de esgotos por processo anaeróbio e, em 1865, 
fizeram-se os primeiros experimentos sobre microbiologia de degradação de lodos. Os 
fundamentos biológicos, que acabariam dando origem ao processo de tratamento de esgotos, 
através de lodos ativados, começaram a ser investigados, na Inglaterra, em 1882, tendo 
culminado com o desenvolvimento do processo de tratamento por lodos ativados em 1914, 
por Arden e Lockett (METCALF e EDDY, 1977). 
No ano de 1872, na França, Jean Luis Mouras descobre as vantagens de se acumular o 
lodo dos esgotos em um tanque, antes de lançá-lo numa fossa absorvente; dando origem ao 
tanque séptico (AZEVEDO NETTO, 1973). Esta descoberta abriu precedente para que entre o 
final do século XIX e início do século XX, outros países começassem a se preocupar com o 
tratamento de seus esgotos, em 1887 nos EUA, foi construída a Estação Experimental 
Lawrence em Massachusetts (METCALF e EDDY, 1977). 
Pode-se afirmar que, a partir daí, os países desenvolvidos, em especial a Inglaterra, a 
maioria dos outros países europeus, os EUA, o Canadá, a extinta União Soviética e o Japão 
começarama tratar os esgotos de suas cidades. 
Outro passo importante, não no tratamento do esgoto, mas sim na coleta deste, foi o 
desenvolvimento do sistema separador absoluto, caracterizado pela construção de 
canalizações exclusivas para os esgotos (antes esgotos e água pluvial dividiam as redes de 
coleta), concebido no ano de 1879 e implantado pela primeira vez na cidade de Memphis no 
Tenesse, EUA (AZEVEDO NETTO, 1973). 
As primeiras Estações de Tratamento de Esgoto (ETEs) são datadas de 1914 em 
Salford, Inglaterra, com uma vazão média de 303 m³/dia. No ano de 1915 foi também 
construída a Estação de Tratamento de Esgotos de Davyhulme com vazão média de 378 
m³/dia. 
No Brasil a chegada da família real, em 1808, proporciona um importante avanço nos 
serviços de saneamento. O Brasil foi um dos primeiros países no mundo a implantar redes de 
coleta para escoamento das águas de chuva, mas esta implantação ocorre somente no Rio de 
 37 
janeiro, atendendo a área onde estava instalada a aristocracia. Entre 1830 e 1840, surgiram no 
Brasil as epidemias de febre tifóide e cólera. Realizavam-se, então, obras de saneamento 
básico para a eliminação destas epidemias (MARICATO, 2001). 
Após o fim da escravidão, em 1888, não haviam mais pessoas que executassem os 
serviços de transporte de água e dejetos. Era, então, necessário encontrar novas soluções, o 
que impôs o desenvolvimento da tecnologia de saneamento básico no Brasil. 
Com a rápida expansão industrial e das áreas urbanas, teve início o processo de 
poluição das águas, que se agravou no decorrer do tempo. A implantação de obras de 
saneamento para servir água potável à população, coletar e tratar o esgoto e a correta 
disposição dos resíduos sólidos, nunca acompanhou o ritmo de crescimento das áreas urbanas. 
No caso das ETEs para tratamento de efluentes industriais, o grande boom ocorreu 
com o grande aumento na geração de efluentes líquidos industriais em meados do século XX, 
mais precisamente após a segunda guerra mundial. Quando os Estados Unidos da América 
(EUA), que não tiveram o seu parque industrial afetado pela guerra, supriram os aliados 
durante a guerra de boa parte dos insumos e equipamentos bélicos, o que provocou um 
desenvolvimento fantástico do seu parque industrial, porém sem a preocupação com o meio 
ambiente. Após a guerra, este crescimento não desacelerou, pois havia a necessidade da 
reconstrução da Europa, que fora literalmente destruída durante a guerra. Foi apenas na 
década de 60 que as primeiras preocupações com o meio ambiente começaram a surgir. 
No Brasil, apenas no começo da década de 80 que as pequenas e médias empresas 
começaram a ter acesso às tecnologias de tratamento de efluentes industriais. Impulsionadas 
pelo aumento da atuação dos órgãos ambientais, e posteriormente pelo surgimento de uma 
consciência ecológica e pela necessidade de adequação às normas ISO, as empresas 
começaram a instalar as suas ETEs, de forma que atualmente todas as empresas estão cientes 
da necessidade de produzir sem agredir o meio ambiente. 
 
3.2 – Processos de Tratamento dos esgotos 
Uma ETE pode ser definida como: unidade ou estrutura projetada com o objetivo de 
tratar esgotos, no qual o homem, através de processos físicos, químicos e/ou biológicos, 
simula ou intensifica as condições de autodepuração que ocorrem na natureza, mas dentro de 
 38 
uma área delimitada, onde supervisiona e exerce algum controle sobre o processo de 
depuração, antes de devolver o esgoto tratado ao meio ambiente. (LA ROVERE, 2002). 
 As Estações de Tratamento de Esgotos (ETE) pode tratar esgotos sanitários ou 
industrias. As ETEs que tratam esgotos sanitários, geralmente são mantidas pelo governo, ou 
por empresas privadas através de concessões. 
Os sistemas de tratamento de efluentes são baseados na transformação dos poluentes 
dissolvidos e em suspensão em gases inertes e ou sólidos sedimentáveis para a posterior 
separação das fases sólida/líquida. A Lei de Lavoisier, sobre a conservação da matéria é 
perfeitamente aplicável, observando-se apenas que ao remover as substâncias ou materiais 
dissolvidos e em suspensão na água estes sejam transformados em materiais estáveis 
ambientalmente. A poluição não deve ser transferida de forma e lugar. É necessário conhecer 
o princípio de funcionamento de cada operação unitária utilizada bem como a ordem de 
associação dessas operações que definem os processos de tratamento. 
Todos os contaminantes presentes nas águas residuárias podem ser eliminados por 
meios físicos, químicos e biológicos, ou pela combinação destes. Estes métodos de tratamento 
de esgoto, apesar de serem individuais, são classificados normalmente em operações físicas, 
químicas e biológicas unitárias, porém, em um processo de tratamento, usam-se todos em 
conjunto (MONTSORIU, 1985, p. 133). 
Os processos químicos e físico-químicos podem ser utilizados para remover, cor e 
turbidez, odor, ácidos, álcalis, metais pesados, óleos e matéria orgânica. 
Os processos químicos são os que utilizam produtos químicos, e são raramente 
adotados isoladamente. A necessidade de se utilizar produtos químicos tem sido a principal 
causa da menor aplicação deste tipo de processo. Via de regra é utilizado quando processos 
físicos e biológicos não atendem ou não atuam eficientemente nas características que se 
pretende reduzir ou remover, ou podem ter sua eficiência melhorada. 
O tratamento do esgoto pode incluir várias técnicas e tende a ser realizado, de maneira 
a garantir um grau de tratamento compatível com as condições desejadas pelo corpo receptor. 
 Além do atendimento a legislação ambiental, a escolha da técnica de tratamento deve 
levar em conta, o espaço disponível, a disposição de investimento e o custo de energia que 
será necessário. 
 39 
O consumo de energia, por exemplo, depende muito do sistema de tratamento 
utilizado. Vai do uso de energia solar (natural e não contabilizados) nas lagoas facultativas e 
sistemas de “terras alagadas”, passando por um pequeno gasto em reatores anaeróbios até o 
alto consumo de energia nos sistemas de lodos ativados. (LA ROVERE, 2002). 
Resumidamente podemos descrever o processo de tratamento de esgotos da seguinte 
forma: após a passagem nas unidades de tratamento preliminar, onde os resíduos grosseiros 
são retidos, os esgotos chegam ao decantador primário contendo os sólidos em suspensão não 
grosseiros, na sua grande maioria matéria orgânica, os quais podem ser parcialmente 
removidos por sedimentação, o que significa redução da carga de DBO. Em seguida os 
esgotos escoam lentamente pelo decantador primário, de modo que os sólidos sedimentem 
gradualmente no fundo. Essa massa de sólidos, denominada lodo primário bruto, é retirada 
por tubulação, ou raspadores mecânicos e bombas, e encaminhado para tratamento específico. 
Materiais flutuantes, como óleos e graxas, também são removidos para posterior tratamento. 
O efluente decantado segue para o tratamento secundário, pelo qual a matéria orgânica 
não capturada nas unidades anteriores, dissolvida e em suspensão, é removida através de 
reações promovidas por microrganismos. Estas reações podem ocorrer na presença de 
oxigênio (tratamento aeróbio) ou na ausência de oxigênio (tratamento anaeróbio). 
A estratificação das etapas de tratamento dos esgotos pode ser feita através de níveis 
de tratamento de acordo com o grau de remoção de poluentes que se deseja atingir 
(OLIVEIRA, 2006). Estes níveis são: preliminar, primário, secundário e terciário. 
 
Tratamento Preliminar - Destina-se à preparação das águas de esgoto para uma disposição 
ou tratamento subseqüente. Tem como principal função e retirada de resíduos sólidos 
grosseiros e areia (MOTA, 2000). Suas principais unidades são: 
- Grades ou peneiras; 
- Caixas de areia ou desarenadores; 
Tratamento Primário – Destina-se a remoção de sólidos em suspensão sedimentáveis. É 
formado principalmentepelos decantadores primários ou processo físico-químico. 
 
 40 
Tratamento Secundário: Tem como principal função a remoção de matéria orgânica 
dissolvida que não foi removida nos processos físicos (SPERLING, 2005). Basicamente 
apresentam tratamento biológico: 
- Filtração biológica aeróbia; 
- Filtração biológica anaeróbia; 
- Lodos ativados; 
- Reatores anaeróbios. 
Tratamento Terciário: remoção de nutrientes, organismos patogênicos, compostos não 
biodegradáveis, metais pesados, sólidos inorgânicos dissolvidos e sólidos em suspensão 
remanescentes. A remoção de nutrientes por processos biológicos e a remoção de patogênicos 
pode ser considerada como integrante do tratamento secundário, dependendo da concepção de 
tratamento local. O tratamento terciário é bastante raro no Brasil (VON SPERLING, 1996). 
Os tratamentos terciários são mais caros que os demais por utilizarem produtos químicos e 
técnicas mais arrojadas. 
 Os processos de tratamento terciário mais utilizados são: desinfecção, adsorção por 
carvão ativado, processo de separação por membranas e processo oxidativo avançado (POA). 
As estimativas de eficiência do tipo de tratamento estão expostas na tabela 3.1. 
Tabela 3.1 – Estimativa da eficiência esperada nos diversos níveis de tratamento 
Tipo de 
tratamento 
Matéria orgânica 
(% remoção 
DBO) 
Sólido em 
suspensão 
(% remoção SS) 
Nutrientes 
(% remoção 
nutrientes) 
Bactérias 
(% 
remoção) 
Preliminar 5-10 5-20 Não remove 10-20 
Primária 25-50 40-70 Não remove 25-75 
Secundário 80-95 65-95 Pode remover 70-99 
Terciário 40-99 80-99 Até 99 Até 99,999 
Fonte: São Paulo. Secretaria do Meio Ambiente – CETESB. 1988 
 41 
3.3 – Etapas do tratamento do esgoto 
 A seguir faremos uma breve descrição dos processos mais utilizados nas estações de 
tratamento de esgoto sanitário, tendo em vista a classificação em processos preliminar, 
primário, secundário e terciário. 
 
3.3.1 – Tratamento preliminar 
O Processo de tratamento preliminar é um processos que abrangem a remoção de 
sólidos grosseiros. Os principais são componentes são: as Grades e peneiras e a caixa de areia. 
 
Grades e peneiras 
As grades são dispositivos constituídos por barras paralelas e igualmente espaçadas 
que destinam-se a reter sólidos grosseiros em suspensão e corpos flutuantes. Normalmente, 
divididas em grades grossas, médias e finas, de acordo com a distância entre as grades 
(PESSOA e JORDÃO, 2009). 
No gradeamento, os materiais de maiores dimensões que o espaçamento das barras 
fica retido, e pode ser removido de forma manual ou mecanizada. 
As peneiras são dispositivos destinados a retenção de partículas mais finas, com 
granulometria maior que 0,25 mm. Podem ser classificadas em estáticas e rotativas. 
A remoção dos resíduos sólido (lixo) realizado através das grades ou peneiras é 
efetuada na primeira unidade de uma estação de tratamento de esgoto, para que estes materiais 
não causem danos as bombas, válvulas e outros equipamentos. Além disso, evitam obstruções 
e a passagem de sólidos grosseiros para corpo receptor (SPERLING, 2005). 
 Em ETE de esgoto sanitário, as grades (mais comum do que peneiras) são 
fundamentais para impedir a entrada no sistema de lixo sólido como, por exemplo, pedaços de 
madeira, plásticos, latas, tecidos e etc. 
Já em ETE de esgoto industrial, a utilização de peneiras (mais comum do que grades) 
é imprescindível para a retirada de fibras, principalmente em tratamentos de efluentes de 
 42 
indústrias de refrigerantes, têxtil, pescado, abatedouros e frigoríficos, curtumes, cervejarias, 
sucos de frutas e outras indústrias de alimentos. 
 
Caixa de areia ou desarenadores 
No desarenador, caixa de areia ou caixa de areia aerada, que é a utilizada nas grandes 
ETEs – dá-se a remoção da areia por sedimentação. Os grãos de areia, por terem dimensões e 
densidade maiores, vão para o fundo do tanque, e a matéria orgânica, de sedimentação mais 
lenta, permanece em suspensão, seguindo para as próximas unidades. Assim como as grades e 
peneiras, as caixas de areia são utilizadas com o objetivo de proteger bombas e tubulações 
contra abrasão e entupimento, além disso, as areias podem se acumular nos sistemas de 
tratamento (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
As caixas de areia ou desarenadores podem ser retangulares, circulares ou quadradas 
(SPERLING, 2005). 
 
3.3.2 – Tratamento primário 
Os processos presentes no tratamento primário, visa, por meio de mecanismos 
estritamente físicos, a remoção de sólidos sedimentáveis e, em decorrência, parte da matéria 
orgânica. O processo contido no tratamento primário são os decantadores primários. 
 
Decantadores Primários 
Os decantadores são unidades dimensionadas, para que o líquido tenha uma baixa 
velocidade, possibilitando assim, a sedimentação de algumas partículas. São empregados na 
separação dos sólidos sedimentáveis contidos nos efluentes (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
A remoção dos sólidos por sedimentação é mais simples e menos custosa do que a que 
ocorre no tratamento secundário, por isso, os decantadores primários devem estar na etapa que 
antecede ao tratamento secundário. 
Os sólidos em suspensão, possuindo uma densidade maior do que a do esgoto 
sedimenta gradualmente no fundo. Essa massa de sólidos é denominada lodo primário 
 43 
(quando se trata do decantador presente na etapa de tratamento primário). Matérias flutuantes, 
como graxas e óleos, tendo menor densidade que o esgoto, sobe para a superfície dos 
decantadores. Este material é chamado de escuma. 
Os esgotos domésticos possuem grande quantidade de óleos, graxa e outros materiais 
flutuantes. Existe então, a necessidade da remoção destes materiais para se evitar: obstruções 
dos coletores, aderência nas peças especiais das redes de esgoto, acúmulo nas unidades de 
tratamento e principalmente aspectos desagradáveis no corpo receptor. 
Tanto o lodo acumulado no fundo bem como a escuma presente na superfície dos 
decantadores precisam ser removidos do sistema e tratados separadamente. 
Neste trabalho consideramos o reator UASB como tratamento primário avançado. Isso 
se deve ao fato de sua limitada capacidade de remoção de matéria orgânica, o que requererá 
tratamento secundário, em geral aeróbio (Filtro biológico, biofiltro aerado...).para o 
cumprimento de qualquer padrão de lançamento. 
 
Reator UASB 
Nos processos anaeróbios a decomposição da matéria orgânica e/ou inorgânica é 
conseguida na ausência de oxigênio molecular. Sua principal aplicação está na digestão de 
certos despejos industriais de alta carga e lodos de esgotos concentrados. Segundo Pessoa e 
Jordão (2009), os microorganismos responsáveis pela decomposição da matéria orgânica são 
comumente divididos em dois grupos, sendo que cada grupo realiza as seguintes atividades: 
• O primeiro hidroliza e fermenta compostos orgânicos complexos para ácidos orgânicos 
simples; 
• O segundo converte os ácidos orgânicos simples em gás metano e gás carbônico. 
Diferentemente do que ocorre nos filtros anaeróbios, não há necessidade de decantação 
primária, o que simplifica o fluxograma do tratamento. O processo se inicia com a entrada de 
efluente pelo fundo do reator, onde se encontra com a manta de lodo, ao passar pelo manto de 
lodo estabilizado, rico em bactérias anaeróbias, sofre degradação e o efluente tratado é 
recolhido em canaletas no topo do reator e os sólidos se acumulam no fundo. Como resultado 
da atividade anaeróbia, são formados gases (principalmente metano e gás carbônico). Na parte 
 44 
superior do reator, existe uma estrutura chamada separador trifásico, que tem como função 
impedir a saída da biomassa junto com o efluente além de separar líquido, sólidos e gases 
(SPERLING, 2005). 
O processo biológico anaeróbio normalmente encontrado em ETE é Reator UASB 
(Upflow Anaerobic Sludge Blanket), ou reator anaeróbio de fluxo ascendente. 
 Nos reatores UASB,a biomassa cresce dispersa no meio, em não aderida a um suporte 
como no caso dos filtros biológicos. A própria biomassa, ao crescer, pode formar pequenos 
grânulos, que tendem a servir de suporte para outras bactérias, formando uma manta de lodo 
(SPERLING, 2005). 
O excesso de lodo é encaminhado para secagem e pode ser disposto em aterro 
sanitário ou passar por adequação para ser aproveitado como bio-fertilizante. Os reatores 
UASB são sistemas compactos e de alta taxa, indicados para a recuperação eficiente do gás 
metano. 
Os reatores UASB, cuja utilização vem aumentando devido à sua capacidade de 
receber elevadas taxas de carregamento orgânico, área de implantação reduzida, economia de 
energia elétrica, entre outros. Além destas vantagens, ainda apresentam geração muito menor 
de lodo que os processos aeróbios (PIERRE e DORIA, 1995). E os gases ainda podem ser 
aproveitados como fonte energética, por exemplo, na desidratação do lodo nele produzido. 
O reator anaeróbio de manta de lodo (UASB) é o tipo mais comum utilizado em escala 
real para o tratamento de efluentes industriais e domésticos (METCALF e EDDY, 2003). 
Contudo, outros tipos de reatores têm-se destacado no tratamento anaeróbio como, por 
exemplo, o reator anaeróbio horizontal de leito fixo. Esse reator foi desenvolvido por Zaiat, 
Cabral e Foresti (1994), sendo um sistema que emprega tecnologia anaeróbia com células 
imobilizadas (aderidas a um suporte) que permitem aumentar o tempo de residência celular no 
reator, sem necessariamente aumentar o tempo de detenção hidráulica (TDH). 
Sistemas de tratamento anaeróbio possuem capacidade potencial de remover 
compostos organoclorados de efluentes industriais (FREIRE et al., 2000). De fato, a remoção 
de organoclorados sob condições anaeróbias acontece principalmente pela ação da chamada 
“descloração redutiva”. Segundo Parker, Hall e Farquhar (1993), tal efeito é explicado pela 
natureza eletronegativa dos substituintes de cloro que aumentam o estado de oxidação da 
 45 
matéria orgânica, deixando os compostos organoclorados mais susceptíveis às reações de 
redução por via biológica. 
Segundo Stevens (1988), utilização de reatores do tipo UASB oferecem grande 
vantagem no tratamento de efluentes industriais que contêm elevada concentração de 
compostos bio-refratários. Segundo Buzzini e Pires (2005), o UASB pode apresentar algumas 
vantagens pela diminuição do tempo de detenção hidráulica, devido ao elevado tempo que a 
biomassa imobilizada permanece no sistema. Em seus experimentos utilizando o UASB, os 
autores conseguiram representativa remoção de DQO (de até 86%, com TDH de 18 horas) em 
efluentes de licor negro diluído proveniente de indústrias de pasta celulósica. 
Todavia esse reator pode apresentar problemas de colmatação do leito, dificultando 
sua operação em longos períodos de tratamento. Num estudo realizado por Momenti (2006), o 
UASB proporcionou boa estabilidade e satisfatória remoção de DQO (em média 50%, com 
TDH de 12 horas) em efluentes reais de branqueamento de indústria de celulose, quando se 
objetivava apenas uma remoção parcial da matéria orgânica de fácil degradação. 
 
3.3.3 – Tratamento secundário 
 Nesta etapa predominam os mecanismos biológicos, e o objetivo é principalmente a 
remoção de matéria orgânica e eventualmente nutrientes (nitrogênio e fósforo). Os principais 
processos são: lodos ativados, filtro biológico e reator UASB. 
Os Processos biológicos são os processos que dependem dos microorganismos para a 
redução da carga orgânica dos efluentes. Nos processos biológicos, os microorganismos 
transformam a matéria orgânica existente na forma de sólidos em suspensão e sólidos 
dissolvidos em compostos simples como água, gás carbônico e sais minerais. 
Os processos biológicos são classificados em função da fonte de oxigênio, em 
aeróbios e anaeróbios, sendo que os microorganismos que se utilizam do oxigênio disponível 
no ar são chamados de aeróbios e os que se utilizam do oxigênio presente nos compostos que 
serão degradados são chamados de anaeróbios. 
Os processos aeróbios são os mais utilizados nos países desenvolvidos. Em condições 
aeróbias, matéria orgânica é convertida em gás carbônico, água e biomassa. A energia 
potencial presente nos resíduos termina na biomassa (lodo), cuja produção se torna um grande 
 46 
problema. No tratamento de esgotos, por exemplo, a disposição do lodo produzido é o fator de 
maior custo e que também requer grandes quantidades de energia. Devido à presença nesses 
lodos de metais pesados e outros contaminantes, seu aproveitamento na agricultura e outras 
formas de disposição é difícil. Além disso, a aeração requerida para fornecer oxigênio aos 
microrganismos aeróbios requer grandes quantidades de energia e produz significativas 
quantidades de CO2. 
O processo de degradação anaeróbia transforma a matéria orgânica em gás carbônico, 
metano, água e biomassa. A produção de biomassa é significativamente menor quando 
comparada aos processos aeróbios, pois a taxa de crescimento dos microrganismos anaeróbios 
é baixa. A energia potencial do resíduo vai em parte para a biomassa e parte para o metano 
(CETESB, 2006). 
Os processos biológicos de tratamento reproduzem em escala de tempo e área os 
fenômenos de autodepuração que ocorrem na natureza. 
A transformação da matéria orgânica dissolvida e em suspensão, através da 
transformação desta em sólidos sedimentáveis (flocos biológicos), ou gases deve atender a 
condição de que estes produtos sejam mais estáveis, com significativa redução da presença de 
microorganismos e menor concentração de matéria orgânica. 
 Ao términos dos processos secundários mencionados, haverá um decantador 
semelhante ao decantador primário. Devido a sua localização o decantador em questão é 
chamado de decantador secundário. 
 
Lodos ativados 
O processo de lodos ativados foi desenvolvido na Inglaterra, em 1914, por Ardern e 
Lockett. Consiste basicamente na introdução da matéria orgânica em um tanque, onde uma 
cultura de bactérias aeróbias é mantida em suspensão, sob determinadas condições, de forma a 
degradar a matéria orgânica (MIGUEL et al., 2004). 
Nos processos biológicos, através de lodos ativados (formado principalmente de 
bactérias, fungos, protozoários, rotíferos e nematódeos, sendo as bactérias os 
microorganismos de maior importância), o esgoto é estabilizado biologicamente em um 
 47 
tanque de aeração, onde o oxigênio requerido pelos microorganismos será fornecido através 
de equipamentos de aeração mecânica ou ar difuso. 
A massa biológica resultante é separada do líquido em um decantador secundário. A 
biomassa consegue ser separada no decantador secundário devido à sua propriedade de 
flocular, dado a capacidade das bactérias em produzir uma matriz gelatinosa que promove a 
aglomeração de bactérias, formando um floco de maior dimensão que facilita a sedimentação 
(SPERLING, 2005). 
Uma parte dos sólidos biológicos sedimentados, no decantador secundário, é 
continuamente recirculado. Essa recirculação dos sólidos biológicos (biomassa) aumenta 
muito a densidade destes organismos no esgoto, contribuindo para a potencializar a 
degradação da matéria orgânica ainda presente do efluente. Este é o princípio básico do 
sistema de lodos ativados (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
Algumas desvantagens do processo de lodos ativados seriam a grande produção de 
lodo (que necessita ser tratado e disposto adequadamente) e elevado custo de energia utilizada 
para aeração dos reatores biológicos (METCALF e EDDY, 2003). 
 
Filtro biológico 
Existem diversas variantes dentro do conceito de filtros biológicos. Contudo o 
funcionamento básico consiste no processo de filtração biológica, onde o despejo líquido é 
aspergido sobre objetos inertes (pedras, plásticos e etc.) escoado através do leito filtrante. 
Neste leito filtrante, altamente permeável, os microrganismos são afixados,ao contrário da 
biomassa que cresce dispersa no sistema de lodos ativados. O meio filtrante, através do qual o 
despejo líquido é percolado, usualmente apresenta profundidade média de 2 metros (filtros de 
pedra) é de 9 a 12m (meio de plástico) (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
No filtro biológico o despejo líquido é distribuído sobre a parte superior do leito por 
meio de braços rotativos. O efluente sai por uma camada de drenos de fundo, juntamente com 
sólidos biológicos. O material orgânico presente no despejo fica retido na população de 
microrganismos afixada no meio filtrante, por um tempo suficiente para a sua estabilização. 
 48 
O filtro biológico é considerado um sistema aeróbio porque o ar circula nos espaços 
vazios entre o leito filtrante, fornecendo oxigênio para a sobrevivência dos microorganismos 
(SPERLING, 2005). 
À medida que a biomassa cresce os espaços vazios diminuem causando um fenômeno 
chamado de cisalhamento que desaloja parte do material aderido. Este material desalojado 
deve ser retirado para que não ocorra o aumento do nível de sólidos em suspensão no efluente 
final. 
Uma das vantagens do filtro biológico é o lodo excedente já está estabilizado, e, 
portanto, não precisa ser conduzido até um biodigestor, sendo assim, este lodo deve ser levado 
diretamente para uma unidade de desidratação. Outra vantagem está no baixo consumo de 
energia elétrica. Como desvantagem podemos citar a necessidade de grandes áreas e a menor 
capacidade de se ajustar a variações do afluente (SPERLING, 2005). 
 
Decantadores Secundários 
 Os decantadores secundários são utilizados ao final do tratamento secundários, seja ele 
lodo ativado, UASB ou filtro biológico. A principal função do decantador secundário é retirar 
sólidos que são gerados, ou que não foram oxidados, nas etapas do tratamento secundário. 
Os decantadores secundários exercem um papel fundamental no processo de lodos 
ativados, sendo responsáveis pela separação dos sólidos em suspensão, advindos dos tanques 
de aeração, liberando a saída de um efluente geralmente denominado clarificado, após a 
sedimentação dos sólidos em suspensão no fundo do decantador, resultando no lodo, que 
retorna ao tanque de aeração em concentração mais elevada. O retorno do lodo é necessário 
para suprir o tanque de aeração com uma quantidade suficiente de microrganismos e manter 
uma relação alimento/ microrganismo capaz de decompor com maior eficiência o material 
orgânico. O efluente líquido oriundo do decantador secundário é descartado diretamente para 
o corpo receptor ou passa por tratamento para que possa ser reutilizado internamente ou 
oferecido ao mercado para usos menos nobres, como lavagem de ruas e rega de jardins; 
 
 
 49 
Lagoas aeradas aeróbias 
As lagoas aeradas assemelham-se construtivamente às lagoas de estabilização 
facultativas. No entanto, difere desta por manter toda a biomassa uniformemente distribuída 
pela massa líquida, não ocorrendo por conseqüência nenhuma sedimentação de lodo nessa 
lagoa, e por necessitar de uma fonte artificial do oxigênio. 
 Os organismos decompositores da matéria orgânica solúvel e finamente particulada 
ficam dispersos na massa líquida, posteriormente formam a massa de flocos biológicos, que 
são separados na unidade seguinte de sedimentação. A remoção de lodo ocorre em períodos 
de poucos anos. Nas lagoas aeradas são admitidas profundidades de até 3,0 m, em função da 
aplicação dos dispositivos de aeração e misturação. 
As lagoas aeradas aeróbias operam como se fossem tanques de aeração de lodos 
ativados sem reciclo de lodo. A energia requerida é da ordem de 15 W/m3. Essas lagoas são 
instaladas em série com lagoas de decantação ou lagoas aeradas facultativas. 
As lagoas aeradas têm sido bastante utilizadas em comunidades de médio porte e para 
alguns tipos de efluentes industriais. 
 
Lagoas facultativas 
 Se caracteriza por possuir uma zona aeróbia superior, em que os mecanismos de 
estabilização da matéria orgânica são a oxidação aeróbia e a redução fotossintética, e uma 
zona anaeróbia na camada do fundo, onde ocorrem os fenômenos típicos da fermentação 
anaeróbia (JORDÃO e PESSOA, 2009). 
A disponibilidade de nutrientes e da energia luminosa da radiação solar possibilita a 
produção fotossintética de algas, e conseqüentemente, a produção do oxigênio necessário aos 
organismos aeróbios dispersos no meio líquido e decompositores da matéria orgânica solúvel 
e finamente particulada. A matéria orgânica particulada sedimenta-se ao fundo da unidade e é 
estabilizada anaerobiamente. A camada de lodo cresce muito lentamente, devida somente aos 
sólidos sedimentados e não decompostos anaerobicamente. 
O processo requer grandes áreas superficiais para a exposição ao sol, tornando-se 
somente aplicável para vazões não muito elevadas. As lagoas de estabilização basicamente 
 50 
consistem em obras de terra de grande porte; o processo praticamente não requer intervenção 
operacional. A profundidade das lagoas de estabilização varia entre 1,5 m e 2,0 m. 
As lagoas aeradas facultativas são projetadas para operar com energias inferiores as 
das lagoas aeradas aeróbias, ou seja, na faixa de 5 W/m3. 
 
3.3.3.1 – Comparativo entre os processos biológicos no Brasil 
Dentre as várias opções coletivas para o tratamento biológico, as mais utilizadas no 
Brasil são as lagoas de estabilização, o processo de lodos ativados e os filtros biológicos. 
Os reatores anaeróbios também têm sido muito requisitados em ETE de esgoto 
sanitário ou industriais. Nos últimos anos, tem havido uma forte tendência de utilização de 
reatores anaeróbios, para o tratamento de efluentes industriais. Os setores que vêm 
empregando esta tecnologia se beneficiam com a sua baixa necessidade de área e com o fato 
de ela não exigir energia de aeração. Desde 1983, mais de 350 sistemas anaeróbios foram 
instalados. Em geral, pelos custos relativamente mais baixos, muitas indústrias optam pelo 
tratamento dos efluentes baseado em processos biológicos uma vez que permitem tratar 
grandes volumes de efluente, transformando os compostos orgânicos tóxicos em produtos 
menos perigosos (FREIRE et al., 2000). 
Em alguns estados tem havido um aumento de utilização de reatores do tipo UASB 
para o tratamento de esgotos domésticos, como unidade única, ou seguida de lagoa 
facultativa. Somente no estado do Paraná existem mais de 220 reatores anaeróbios, tratando 
esgotos de cerca de 1.200.000 habitantes. Dos reatores anaeróbios instalados no Brasil, a 
grande maioria é do tipo UASB. Esta tecnologia é muito apropriada às condições do país 
devido às condições climáticas favoráveis, simplicidade de construção e operação do sistema, 
além de não serem necessários equipamentos eletro-mecânicos de agitação e aeração e nem 
material de enchimento para o reator (CETESB, 2006). 
 Na tabela 3.2 é possível visualizar a avaliação relativa ao requisito econômico e dos 
impactos ambientais de cada uma das unidades de processo biológico. A Tabela 3.3 é 
mostrada uma análise comparativa entre as unidades de processo biológico. 
 
 51 
Tabela 3.2: Avaliação relativa das unidades de processo biológico 
Economia 
Requisitos Custos Geração 
Problemas ambientais 
Sistema 
Área Energia impl. 
Oper. 
e 
manut. 
Subprodutos Odores Ruídos Aerossóis Vetores 
Lodos 
ativados 
convencional 
4 2 1 2 1 4 1 variável 4 
Filtro 
biológico 
percolador 
de baixa 
carga 
3 4 1 3 2 4 4 4 2 
Lagoa 
aerada 
aeróbia 
1 5 3 5 5 3 5 5 2 
Lagoa 
facultativa 
1 5 3 5 5 3 5 5 2 
Reator 
UASB 
5 5 4 4 4 2 4 5 4 
Adaptado de (SPERLING, 2005). Nota: 1 – menos favorável, 2, 3, 4. 
Tabela 3.3: Análise comparativa das unidades descritas 
Sistemas Vantagens Desvantagens 
Reator UASB 
• Razoável eficiência na 
remoção de DBO; 
• Baixos requisitos de área; 
• Baixos custos de 
implementação; 
• Tolerância de afluentes com 
alta concentração de matéria 
orgânica; 
•Reduzido consumo de energia; 
• Possibilidades de uso 
energético do biogás; 
• Não necessita de meio suporte; 
• Construção, operação e 
manutenção simples; 
• Baixíssima produção de lodo; 
• lodo estabilizado; 
• Dificuldade de lançamento 
restritivos; 
• Baixa eficiência na remoção de 
coliformes; 
• Remoção de N e P praticamente 
nula; 
• Possibilidade de efluente com 
aspecto desagradável; 
• Possibilidade de odores 
desagradáveis; 
• Partida geralmente lenta; 
• Relativamente sensível a 
compostos tóxicos, 
• Usualmente necessita de pós-
tratamento. 
 52 
• lodo com ótima 
desidratabilidade, 
• rápido reinicio após 
paralisação. 
Lodos ativados 
• Elevada remoção de DBO; 
• Nitrificação usualmente obtida; 
• Possibilidade de remoção de N 
e P; 
• Baixos requisitos de área; 
• Processo confiável; 
• Reduzidas possibilidades de 
maus odores, insetos e vermes; 
• Flexibilidade operacional. 
• Baixa eficiência na remoção de 
coliformes; 
• Elevados custos de 
implementação e operação; 
• Elevado consumo de energia; 
• Necessidade de operação 
sofisticada; 
• Elevado índice de mecanização; 
• Relativamente sensível a 
descargas tóxicas; 
• Necessidade de tratamento 
completo do lodo; 
• Possíveis problemas ambientais 
com ruídos e aerossóis. 
Filtro biológico 
percolador de baixa 
carga 
• Elevada remoção de DBO; 
• Nitrificação usualmente obtida; 
• Baixos requisitos de área; 
• Mais simples conceitualmente 
do que lodos ativados; 
• Índice de mecanização baixo; 
• Estabilização do lodo no 
próprio filtro. 
• Baixa eficiência na remoção de 
coliformes; 
• Menor flexibilidade operacional 
do que os lodos ativados; 
• Elevados custos de 
implementação; 
• Relativa dependência de 
condições climáticas; 
• Relativamente sensível a 
descargas tóxicas; 
• Necessidade de tratamento 
completo do lodo; 
• Possíveis problemas com 
moscas; 
 
Lagoa aerada 
aeróbia 
• Satisfatória eficiência na 
remoção de DBO; 
• Razoável eficiência na 
remoção de patógenos; 
• Construção, manutenção e 
operação simples; 
• Reduzidos custos de 
implantação e operação; 
• Ausência de equipamentos 
mecânicos; 
• Requisitos energéticos 
praticamente nulos; 
• Satisfatória resistência a 
variações de carga; 
• Remoção de lodo necessária 
• Requisitos de área ainda 
elevados; 
• Requisitos de energia 
relativamente altos; 
• Necessidade de remoção de 
lodo periódica. 
 53 
em longos períodos; 
• Requisitos de área inferior as 
demais lagoas. 
Lagoa facultativa • Satisfatória eficiência na 
remoção de DBO; 
• Razoável eficiência na 
remoção de patógenos; 
• Construção, manutenção e 
operação simples; 
• Reduzidos custos de 
implantação e operação; 
• Ausência de equipamentos 
mecânicos; 
• Requisitos energéticos 
praticamente nulos; 
• Satisfatória resistência a 
variações de carga; 
• Remoção de lodo necessária 
em longos períodos. 
• Elevados requisitos de área; 
• Dificuldade em satisfazer 
padrões de lançamento 
restritivos; 
• A simplicidade operacional 
pode levar ao descaso com a 
manutenção; 
• Possível possibilidade de 
remoção de algas do efluente; 
• Dependência de condições 
climáticas; 
• Possibilidade de atração de 
insetos. 
Adaptado de (SPERLING, 2005). 
 
3.3.4 – Tratamento terciário 
 O tratamento terciário objetiva a remoção de poluentes específicos (não 
biodegradáveis ou tóxicos) ou complementar a remoção de poluentes que não foram 
removidos nos processos anteriores (tratamento primário e secundário). Os mais utilizados 
são a radiação ultravioleta e os processos oxidativos avançados (POA). 
 
Radiação ultravioleta 
A desinfecção por UV tem merecido destaque em virtude da eliminação dos riscos de 
formação de compostos orgânico clorados. A habilidade da luz ultravioleta de desinfetar 
líquidos tem sido observada há mais de 100 anos. Atualmente tem havido muitos avanços 
com a prática da desinfecção com radiação ultravioleta. A energia ultravioleta é absorvida 
pelos microrganismos, causando alterações estruturais no DNA que impedem a reprodução 
causando assim sua inativação. A quantidade de microorganismos como, Escherichia coli, 
Streptococcus faecalis, Salmonella typhi, Shigella spp, entre outros presentes em águas 
residuárias, podem ser satisfatoriamente reduzidos a valores adequados com a aplicação da 
radiação ultravioleta (SILVA, 2007) 
 54 
Particularmente, a radiação ultravioleta é uma fração da emissão luminosa. Segundo 
Koller (1952) o espectro ultravioleta pode ser divido em quatro bandas: UV-A (315 a 400 
nm); UV-B (280 a 315 nm), UV-C (200 a 280 nm) e UV-vácuo (40 a 200 nm). As mais 
utilizadas para fins ambientais são as UV-A e UV-C. 
A radiação ultravioleta interage com as moléculas presentes no meio líquido, 
provocando, na maioria dos casos, ruptura nas ligações químicas dos compostos. Para ocorrer 
a fotólise (dissociação) é necessária a absorção de um fóton pela molécula, e que a energia do 
fóton exceda a energia de ligação a ser clivada (ARAÚJO, 2002). 
Combinações entre agentes oxidantes químicos e radiação UV é muitas vezes 
utilizadas, pois, geralmente, obtém-se melhor eficiência com os dois processos (oxidante e 
radiação) atuando de forma conjunta em relação às aplicações individuais. Alguns exemplos 
dessa combinação de Processos oxidativos avançados (POA) seriam: peróxido (H2O2)/UV, 
O3/UV e peróxido (H2O2)/O3/UV. 
O mecanismo do tratamento com peróxido (H2O2)/UV, por exemplo, acontece pela 
ação da radiação emitida por lâmpadas ultravioleta (com comprimentos de onda abaixo de 
400 nm), capaz de fotolizar as moléculas de peróxido (H2O2). A fotoclivagem do peróxido de 
hidrogênio pode, em algumas situações, levar à degradação parcial de compostos 
recalcitrantes em elementos mais biodegradáveis, melhorando a eficiência de um posterior 
tratamento biológico (GOGATE e PANDIT, 2004; RAJ e QUEN, 2005; TEIXEIRA e 
JARDIM, 2004). 
 
Processo de Oxidativo Avançado (POA) 
O processo de oxidação química é conhecido como processo de oxidativo avançado 
(POA). Os POA são baseados na geração de radicais hidroxilas (•OH), espécies altamente 
oxidantes e não seletivas que podem promover a degradação de vários compostos poluentes 
em poucos minutos (HUANG et. at., 1993). Além disso, os radicais •OH podem modificar a 
estrutura química de compostos orgânicos recalcitrantes tornando-os compostos mais simples, 
de menor massa molar, menos tóxicos aos microrganismos e, conseqüentemente, com maior 
biodegradabilidade (GOGATE e PANDIT, 2004). Segundo Teixeira e Jardim (2004) os 
radicais hidroxilas gerados pelos processos oxidativos avançados são principalmente 
 55 
aplicáveis em efluentes contendo compostos biorefratários. Esses compostos são convertidos 
em produtos menos perigosos e podem, assim, ser tratados biologicamente. 
Devido ao alto custo, este método é justificado no caso da presença de compostos 
resistentes aos biotratamentos usuais, chamados biorefratários. (GURNHAM, 1965). 
Os principais oxidantes químicos utilizados no tratamento de efluentes são: 
• Peróxido de hidrogênio - H2O2 
• Ozônio - O3 
• Cloro - Cl2 
• Dióxido de cloro - ClO2 
• Permanganato de potássio - KMnO4 - 
• Flúor - F 
 
3.3.5 – Opções tecnológicas 
 Os processos citados acima são os mais utilizados, no entanto, existem vários outros 
processos que podem ser utilizados. 
 
Floculação Química 
A floculação química consiste na adição de um reagente químico ao efluente de forma 
a promover a precipitação das partículas de sujeira. Sulfato de alumínio, cloreto férrico e 
cloreto de alumínio são os agentes floculantes mais habitualmente utilizados. Em alguns 
casos, substâncias naturalmente presentes nos efluentes, tais como o bicarbonato de cálcio e o 
carbonato de magnésio, podem formar precipitados e, deste modo, também servir como 
promotores da floculação. Com o controle do pH do efluente (meio reacional) numa faixa 
apropriada, a reação de floculaçãoocorre, e os produtos de tal reação, que são relativamente 
insolúveis e inicialmente estão presentes sob a forma de colóides, se aglomeram em flocos. 
Durante o processo de aglomeração, essas partículas se associam a outros materiais em 
suspensão ou coloidais. O floco então aumenta de tamanho, a sua densidade se eleva e eles 
precipitam, levando consigo qualquer material insolúvel que tenha sido aprisionado durante a 
etapa de crescimento. 
 56 
Polieletrólitos são freqüentemente usados para apressar o processo de floculação. A 
floculação química é efetiva na redução da quantidade de material em suspensão presente nos 
efluentes, inclusive material insolúvel finamente dividido. O conteúdo de óleo pode ter o seu 
grau de solubilidade reduzido através desse processo (LA ROVERE, 2002). 
Alguma DBO também pode ser removida durante a floculação, mas tal redução é 
limitada pela quantidade de matéria consumidora de oxigênio que estiver inicialmente 
presente sob a forma de colóides ou outro material particulado. Por outro lado, a floculação é 
efetiva na remoção da turbidez; o processo não tem efeito sobre a coloração causada por 
substâncias em solução, apenas sobre a cor provocada pela presença de materiais coloidais, 
pois induz à aglomeração dos mesmos (GURNHAM, 1965). 
 
Separador água / óleo (SAO) 
Este equipamento é destinado a separar óleo não emulsivo contido em água ou 
efluente. Totalmente fabricado em materiais não sujeitos a corrosão (polipropileno), pode 
operar em pH de 0 a 14, e temperatura de até 50ºC. Trabalha em regime contínuo com 
drenagem constante do óleo separado para um tambor ou tanque posicionado lateralmente ao 
equipamento. 
O processo de separação é um processo físico que ocorre por diferença de densidade, 
sendo normalmente as frações oleosas mais leves recolhidas na superfície. No caso de óleos 
ou borras oleosas mais densas que a água, esses são sedimentados e removidos por limpeza de 
fundo do tanque. 
Este processo garante na saída do equipamento teores máximos de 15 ppm de óleos e 
graxas. 
O processo é muito utilizado nas ETE de efluentes industriais, principalmente na 
indústria do petróleo, postos de serviço, oficinas mecânicas, industria de alimentos e outras 
atividades que utilizam óleo. Na ETE sanitário a remoção da gordura, geralmente é feita nos 
decantadores primários. 
 
 
 57 
Decantador Laminar 
 É um tipo de decantador atualmente utilizado em estações de tratamento de efluente 
industrial, principalmente na indústria de mineração. 
 Estes decantadores se diferenciam dos outros devido à presença de placas paralelas no 
seu interior criando diferentes zonas de sedimentação 
O clarificado sai continuamente por gravidade até o tanque elevatório de efluente 
tratado, e o lodo, também extraído continuamente do fundo do decantador, é encaminhado 
para o tanque de adensamento de lodo para posterior desidratação. 
Pelo estudo de Reynolds de um líquido em movimento dentro de uma tubulação ou 
calha, em regime laminar de fluxo (velocidade baixa), observou-se que no centro da tubulação 
a velocidade é máxima e na parede, a velocidade do líquido é zero. Esta propriedade, aliada 
ao estudo das forças vetoriais no interior do módulo lamelar, explica o ótimo funcionamento e 
desempenho deste tipo de decantador. Ocupando uma área 10 vezes menor do que um tanque 
de decantação permite a instalação de estações compactadas em pequenas áreas. De fácil 
limpeza e manutenção, este equipamento apresenta uma extensa gama de aplicação. 
 
Filtros 
A filtração é o processo da passagem de uma mistura sólido – líquido através de um 
meio poroso (filtro), que retém os sólidos em suspensão conforme a capacidade do filtro e 
permite a passagem da fase líquida. 
Os filtros de polimento de efluente tratado são muito utilizados em ETE industrias, isso 
porque, de uma maneira geral os processos biológicos atendem perfeitamente as exigências 
legais a que são submetidas às ETE sanitárias, já na industria, devido à complexidade do 
efluente produzido a filtração, em muitos casos, se faz necessária. Além do aspecto legal, a 
possibilidade da reutilização do elfuente tratado tem levado a incorporação destes 
equipamentos no processo de várias ETEs industriais. 
As principais cargas filtrantes aplicadas neste tipo de equipamento são: 
• Areia classificada, responsável pela retenção de partículas sólidas em suspensão. 
 58 
• Zeólitos, também aplicados para retenção de partículas sólidas, além de promoverem a 
adsorção de resíduos de óleos e graxas e de organoclorados, também diminuem a 
dureza e adsorvem cátions diversos, entre outros contaminantes. 
• Carvão ativo mineral para adsorção de compostos orgânicos e cloro e que reduz 
substancialmente a DQO, entre outros contaminantes. 
 
O processo de filtração em membranas é atualmente o processo com maior 
desenvolvimento para aplicações em efluentes industriais. A sua aplicação pode ocorrer tanto 
em reatores de lodos ativados quanto em processos de polimento para retenção de 
microorganismos ou moléculas orgânicas responsáveis por cor ou toxicidade. Nos reatores 
biológicos são empregadas as membranas de microfiltração (concentração de flocos 
biológicos). Para o polimento dos efluentes são utilizadas as membranas de ultrafiltração 
(retenção de microorganismos) e nanofiltração (retenção de microorganismos e moléculas 
orgânicas). 
 
Flotação a Ar 
No processo de flotação a ar o efluente é saturado, usualmente sob pressão, com ar, e é 
então liberado para um vaso à pressão atmosférica ou pressão reduzida. A supersaturação é 
aliviada pela formação de pequeníssimas bolhas de gás. As bolhas, enquanto se formam e 
avançam para a superfície do líquido, carreiam consigo o material particulado, que se separa e 
pode então ser removido. A flotação a ar tem como vantagem sobre a separação gravitacional 
o fato de que a sua taxa de separação é mais rápida, além de requerer menos espaço. A 
combinação da flotação a ar com a floculação química é mais eficaz do que a utilização da 
floculação sozinha. A flotação produz mais ou menos o mesmo grau de tratamento que a 
floculação química, mas promove o tratamento de forma mais rápida e minimiza alguns dos 
feitos indesejáveis desta última (GURNHAM, 1965). 
A remoção do material flotado pode ser realizada por escoamento superficial como 
nos decantadores ou por raspagem superficial. A flotação é aplicada principalmente para 
retirada de sólidos com altos teores de óleos e graxas e ou detergentes, por isso, são muito 
utilizados em indústrias petroquímicas, de pescado, frigoríficas e de lavanderias. 
 
 59 
3.3.6 – Unidades acessórios 
 Além das etapas com processos físicos, químicos ou biológicos, as Estações de 
Tratamento de Esgotos possuem unidades acessórias que não estão inseridas dentro dos 
processos descritos. São eles: 
 
Elevatórias 
A elevatória é o sistema que transporta o esgoto bruto de um ponto a outro através de 
conjuntos motor-bomba. Geralmente, utilizados para vencer gradientes hidráulicos 
introduzidos no processo devido às particularidades construtivas das estações de tratamento. 
Ela pode estar presente fora ou no interior da ETE. A que está fora, tem como função 
conduzir o efluente até o início do processo de tratamento, geralmente ela é chamada de 
elevatória de esgoto bruto. Outras elevatórias estão no interior da ETE, e sua função é a de 
conduzir o efluente para outras etapas do processo, ou para levar o lodo retirado do esgoto 
para a o devido tratamento. 
 
Tanques de Reagentes 
Os tanques de reagentes são utilizados no preparo e na dosagem de produtos químicos 
utilizados na ETE, de maneira geral, são fabricados em polipropileno e são dotados de sistema 
de agitação, sensores de nível e bomba de dosagem automática. 
A dosagem automática de produtos químicos numa ETE é feita por bombas dosadoras, 
que permite o uso de produtos químicosna forma concentrada, exceto o leite de cal e 
polieletrólito, que devem ser diluídos em água os seus respectivos tanques de preparo. A 
possibilidade de se aplicar produtos químicos concentrados minimiza o risco de acidentes de 
trabalho, pois diminui o manuseio de produtos perigosos. 
 
Tanque de Equalização 
Tanques de equalização são utilizados para adequada mistura, homogeneização e 
equalização de vazões em sistemas de tratamento de esgotos (ETE's) 
 60 
3.3.7 - Produtos químicos usados em ETE 
Os produtos químicos são utilizados nas operações de desumidificação de lodo 
(cloreto férrico, cal e polímeros) e também na flotação de matérias suspensos e gordura 
(polímeros) (LA ROVERE, 2002). Além disso, são utilizados também no processo de 
oxidação química, conforme vimos anteriormente. 
Os principais produtos químicos utilizados no processo de tratamento de efluentes são: 
 
• Cal (virgem (CaO), ou hidratado (Ca(OH)2); 
• Cloro (Cl2); 
• Sulfato de alumínio (Al2(SO4)); 
• Sulfato ferroso (FeSO4); 
• Cloreto férrico (FeCl3); 
• Polieletrólitos; 
• Peróxido de hidrogênio (H2O2); 
• Ozônio (O3); 
• Dióxido de cloro (ClO2); 
 
Cal 
A cal é utilizada extensamente nas operações de ETEs para o controle de pH. É 
comercialmente disponível em duas formas secas preponderantes - cal virgem (CaO) e cal 
hidratada (Ca(OH)2). Em outras formas a cal é cáustica, tende ao pó quando pulverizado e 
tende a precipitar quando em suspensão, por isso é utilizado como agente floculador no de 
efluentes. 
Na forma de pó seco é muito leve, podendo se dispersar no ar facilmente, inspirando 
cuidados com o transporte e armazenamento. (La Rovere, 2002). 
Como agente condicionador de lodo, a cal é normalmente utilizada para elevar o pH 
decaído por causa da adição de cloreto férrico. Além do controle de pH, a cal providencia um 
certo grau de redução de odor e a eliminação de agentes patogênicos. Conforme o WATER 
ENVIRONMENT FEDERATION (1991), os patógenos e os microrganismos do lodo podem 
 61 
ser tanto inativados como destruídos em condições de pH maior ou igual a 12, tempo de 
contato adequado (pelo menos 2 horas) e mistura homogênea com a cal. 
Raramente a cal virgem é aplicada diretamente na forma seca, com exceção da 
estabilização de torta de lodo. Ao invés disso, normalmente é aplicada em suspensão com 
água e convertida numa forma hidratada mais reativa (hidróxido de cálcio, Ca(OH)2) antes de 
sua aplicação. 
 
Cloro 
O cloro e seus derivados ao serem adicionados à água reagem formando acido 
hipocloroso (HOCl) que dissocia-se em íon hipoclorito (OCl-) e íon (H+). As reações entre o 
cloro livre e os compostos nitrogenados, presentes nos esgotos domésticos, produzem uma 
serie de compostos chamados cloraminas (cloro combinado), que possuem efeito bactericida e 
ajudam na desinfecção. (EPA, 1986) 
O cloro, penetra nas células dos microrganismos e reage com suas enzimas, 
destruindo-as, como estas são essenciais aos processos metabólicos das células vivas, estas, 
sem a ação das enzimas, morrem (JORDÃO e PESSOA, 2009). 
 
Sulfato de alumínio 
Sulfato de alumínio, Al2(SO4)3 ou Al2O12S3, é um produto químico muito usado em 
indústrias. É freqüentemente utilizado como um agente promovedor da coagulação química e 
floculação, e acelerar a sedimentação nos processo de tratamento de efluente (JORDÃO e 
PESSOA, 2009). 
 
Sulfato ferroso 
O Sulfato Ferroso ou Sulfato de Ferro (II) é um composto químico com fórmula 
(FeSO4). É freqüentemente utilizado como um agente promovedor a coagulação química e 
floculação, e acelerar a sedimentação nos processo de tratamento de efluente (JORDÃO e 
PESSOA, 2009). 
 62 
Cloreto férrico 
O Cloreto Férrico (FeCl3) é utilizado como um agente coagulante nos processo de 
tratamento de efluente (JORDÃO e PESSOA, 2009), e no condicionamento de vários tipos de 
lodos. É vendido tipicamente na forma líquida em solução entre 30 a 40 % e possui uma cor 
laranja-marrom. 
O Cloreto Férrico tem sido muito utilizado no tratamento terciário, para a remoção de 
fósforo do efluente (YEOMAN et al., 1993) e patógenos (CAMPOS et al., 1996). 
 
Polieletrólitos 
Os polieletrólitos são muito utilizados no condicionamento do lodo. Conforme 
Hespanhol (1982), os termos polieletrólito e polímero são utilizados corriqueiramente como 
sinônimos, com certa justificativa. Estritamente falando, um polieletrólito é um polímero que 
contém grupos ionizáveis, normalmente um ou mais que se repetem por unidade. 
Conforme Schwoyer (1981), muitas vezes o termo polímero vem acompanhado da 
palavra sintético, isto é, fabricado através da ação humana. Isto acontece para diferenciar dos 
polímeros naturais, por exemplo, aqueles que são derivados do amido. 
Os polieletrólitos orgânicos (polímeros) são moléculas grandes, solúveis em água 
desenvolvidas a partir de pequenos elementos construtivos, denominados monômeros, 
repetidos numa longa cadeia. Os polieletrólitos podem usar um ou mais métodos para adquirir 
características específicas de desempenho. 
Os polímeros de condicionamento de lodo mais comuns podem ser classificados de 
acordo com a característica de carga do composto (aniônico, não-iônico, ou catiônico), peso 
molecular e forma física. Os polímeros estão disponíveis em cinco formas físicas de 
apresentação: sólida/pó, líquida, emulsão, gel e em solução do tipo “mannich”. Dessas formas 
físicas as mais comuns são a sólida, líquida e emulsão. 
 
 
 
 63 
Peróxido de hidrogênio 
O peróxido de hidrogênio tem sido utilizado durante muitos anos no tratamento de 
efluentes industriais e de águas de abastecimento, principalmente visando a remoção de 
matéria orgânica (US PEROXIDE, 2006). O H2O2 é considerado um oxidante versátil, 
superior ao cloro, dióxido de cloro e permanganato de potássio, podendo ser convertido em 
radicais hidroxilas através da catálise, na presença ou ausência de irradiação (MATTOS et al., 
2003). Isso é um fator positivo, pois os radicais hidroxilas são considerados espécies ainda 
mais energéticas para a degradação de compostos recalcitrantes. 
Segundo a US Peroxide (2006), o peróxido de hidrogênio apresenta-se como solução 
clara, incolor e pode ser misturado com água em qualquer proporção. Em concentrações 
elevadas, tem odor ligeiramente pungente ou ácido. 
Deve se ressaltar que a aplicação em excesso de peróxido de hidrogênio pode originar 
reações competitivas com os radicais •OH, causando efeito inibitório na degradação dos 
poluentes. Quando em excesso, o peróxido de hidrogênio atua capturando os radicais 
hidroxilas. As reações a seguir apresentam a possibilidade dos radicais recombinarem-se 
(HUANG e SHU, 1995): 
Outra limitação na aplicação do peróxido de hidrogênio para o tratamento de efluentes 
seria a baixa velocidade de degradação diante de algumas substâncias complexas (ALNAIZY 
E AKGERMAN, 2000; ARAÚJO, 2002; BENITEZ et. al., 2002; CATALKAYA e KARGI, 
2006). Por essa razão, recomenda-se a combinação do H2O2 com outros POA (tratamento 
híbrido) para que haja um aumento na eficiência dos processos de degradação dos 
contaminantes (GOGATE e PANDIT, 2004). 
 
Ozônio 
O ozônio (O3) é um gás formado por três átomos de oxigênio. Dois átomos de 
oxigênio constituem a base da molécula do oxigênio presente no ar que respiramos. O terceiro 
átomo, muito instável, pode se desligar facilmente do ozônio para se ligar às moléculas de 
outras substâncias orgânicas, alterando sua composição química. 
O ozônio é o segundo oxidante mais poderoso, excedido em seu potencial de oxidação 
somente pelo flúor. É poderoso contra germes e vírus, ataca trato respiratório, e sua 
 64 
concentração máxima considerada segura para o homem é da ordem de 0,1 ppm 
(HASSEMER, 2000 p.33). 
O ozônio tem como característica a instabilidade e o alto poder oxidativo, o que o 
torna um atrativo para a desinfecção de esgotos domésticos. A instabilidade desse gásé uma 
característica desejável porque quando o efluente é lançado no meio ambiente não haverá 
residual de oxidante que possa ser danoso à biota aquática. O alto poder de oxidante é 
desejável porque diminui muito as concentrações e o tempo necessário para a desinfecção. 
Sendo o tempo de contato e as concentrações reduzidas haverá economia na construção e 
operação das instalações. (Lima; Aisse, 2003, p.5). 
O ozônio tem sido utilizado no tratamento de efluente industriais, reduzindo a 
concentração de DQO e destruindo alguns compostos químicos como fenóis e cianetos. É 
considerado eficiente na remoção de cor por oxidar matéria orgânica dissolvida e formas 
coloidais presentes nos corantes, restabelecendo a coloração natural do efluente. 
 
Dióxido de cloro 
O Dióxido de Cloro (ClO2) é um gás sintético, de cor amarelo esverdeado a 100
0 C, 
abaixo desta temperatura, condensa-se tornando-se vermelho e cerca de 2,4 vezes mais pesado 
do que o ar. É utilizado como desinfetante e oxidante no tratamento de efluentes (RIBEIRO 
et. al,. 2000). 
Segundo Narkis, (1987), o comportamento do dióxido de cloro investigado em 
efluentes tratados com processos fisico-químicos avançados pode ser recomendado como um 
eficiente desinfetante. Estudos de Narkis (1986) mostram que os efeitos do ClO2 em efluentes 
tratados de estação de tratamento de esgotos de Haifa, Israel, são altamente eficientes na 
remoção de microorganismos. 
 
3.4 - Tratamento do lodo e da escuma 
 Os esgotos sanitários são formados por uma grande parcela líquida e uma pequena 
parcela sólida. O processo que descrevemos no inicio deste capitulo tem como objetivo 
separar a parte líquida da parte sólida. A parte líquida é descartada como afluente e a parte 
 65 
sólida será retirada na forma de lodo (primário e secundário), que necessita de um tratamento 
antes do seu descarte, lixo, areia e escuma. 
 A escuma é formada nos decantadores primários e secundários e consiste basicamente 
de materiais flutuantes, contendo graxa, óleo vegetal, gordura animal e etc. 
 O lodo primário é gerado nos decantadores primários e composto pelos sólidos 
sedimentáveis do esgoto bruto, o secundário, é formado no decantador secundários e 
constituído pela própria biomassa presente no tratamento biológico (SPERLING, 2005). 
 O lixo é composto por material grosseiro e é retido nas grades ou peneiras, já a areia é 
retirada nas caixas de areia ou desarenadores. Tanto o lixo quanto a areia, de uma maneira 
geral não recebem nenhuma tratamento e são enviados diretamente para o aterro sanitário. 
 O lodo e a escuma geralmente recebem o mesmo tratamento até a disposição final. 
Os esgotos sanitários brutos são compostos por cerca de apenas 0,1% de sólidos, no 
caso de ETEs industriais, o teor de sólidos será muito variado e terá relação direta com o 
produto fabricado, a quantidade de lodo está diretamente relacionada com a quantidade de 
sólidos encontrada no efluente, o tipo de tratamento dado ao lodo também terá uma grande 
importância na quantidade de lodo gerado, o tratamento aeróbio, produz de cerca de três a 
cinco vezes, ou mais lodo, que o tratamento anaeróbio (CAMPOS, 1994). 
A disposição do lodo gerado na depuração dos esgotos é um problema que envolve 
dificuldades técnicas e pode resultar em custos relativamente elevados. A determinação de seu 
tratamento e destino final depende, dentre outros fatores, de seu volume, que influi 
diretamente no custo de transporte (da ETE ao seu destino final), valendo salientar que o lodo 
bruto possui alto teor de umidade (90 a 99%). Desta forma, o lodo deve ser submetido a 
algum tipo de desidratação, reduzindo assim o volume a ser transportado e, 
conseqüentemente, reduzindo o custo de disposição ou reuso. Além disso, existe uma questão 
legal que justifica a secagem do lodo, os aterros de resíduos perigosos não podem receber 
lodos com água livre e ou que apresentem umidade superior a 70%. 
Os sistemas de tratamento do lodo podem comportar diversas combinações de 
operações e processos unitários. A adoção de cada uma das etapas no fluxograma do 
processamento do lodo depende das características do lodo gerado, isto é, do tratamento 
 66 
aplicado à fase líquida, como também da etapa subseqüente de tratamento do lodo e da 
disposição final (VON SPERLING e GONÇALVES, 2001). 
O adensamento ou espessamento é um processo físico de concentração de sólidos que 
busca a redução da umidade e conseqüentemente do volume do lodo, o que por sua vez 
facilita as etapas seguintes. 
O condicionamento é um processo preparatório, no qual produtos químicos 
(coagulantes, polieletrólitos) são adicionados ao lodo, visando aumentar a captura de sólidos 
nos processos de desidratação. 
A desidratação ou desaguamento visa remover a água e reduzir ainda mais o volume 
do lodo, aproximando seu comportamento mecânico ao dos sólidos. 
A estabilização visa remover patógenos, facilitar a desidratação e reduzir os maus 
odores no processo de tratamento do lodo, através da remoção da matéria orgânica 
biodegradável. 
A desinfecção ou higienização é uma operação necessária caso o destino do lodo seja 
a agricultura, buscando complementar a digestão aeróbia ou anaeróbia na redução do nível de 
patógenos a patamares aceitáveis. 
É possível combinar diversas seqüências de operações e processos unitários para 
configurar o fluxograma do processamento de lodo. 
 
Adensamento 
É um processo físico de concentração de sólidos visando a redução de volume, 
facilitando as etapas posteriores. 
Os adensadores apresentam uma estrutura similar a dos decantadores. Usualmente 
alimentação é central, com a saída do lodo pelo fundo e a saída do sobrenadante pela 
periferia. De maneira geral o lodo segue para o digestor e o sobrenadante retorna para o início 
da ETE. 
Como o lodo contém uma quantidade muito grande de água – até 99,6%, segundo Jordão 
e Pessoa (2009) – deve-se realizar a redução do seu volume. O adensamento é o processo para 
 67 
aumentar o teor de sólidos do lodo e, conseqüentemente, reduzir o volume pela remoção de 
líquido. Este processo pode aumentar, por exemplo, o teor de sólidos no lodo descartado de 
1% para 5%. Desta forma, as unidades subseqüentes, tais como a digestão, desidratação e 
secagem, se beneficiam desta redução. Dentre os métodos mais comuns utilizados pode-se 
citar o adensamento por gravidade e por flotação. 
 
Adensadores por gravidade 
O adensamento do lodo por gravidade tem por princípio de funcionamento a 
sedimentação por zona, o sistema é similar aos decantadores convencionais, onde o lodo se 
deposita no fundo do adensador e depois é removido do tanque. 
O formato geralmente é circular. O lodo adensado segue para a digestão, por exemplo, 
enquanto que o sobrenadante retorna a entrada da estação. 
 
Adensamento por flotação 
É um processo de separação líquido-sólido através de ar difuso, promovido pela 
injeção de bolhas de gás, usualmente ar, na massa líquida, que se deseja separar e adensar os 
sólidos em suspensão, óleos ou graxas e fibras de baixas densidades, para subseqüente 
remoção por dispositivos apropriados. As bolhas de gás aderem às partículas sólidas 
diminuindo a densidade suficiente necessária para promover o arraste ou flutuação, até a 
superfície da massa líquida. 
O processo de adensamento por ar difuso e conseqüente remoção, além da finalidade 
de concentração de sólidos em suspensão, materiais graxos e resíduos flutuantes é 
amplamente aplicável ao processo de clarificação, no tratamento da fase líquida dos esgotos 
sanitários. 
Este processo tem boa aplicabilidade em lodos ativados, para os quais o adensamento 
por gravidade não ocorre de forma satisfatória (GONÇALVES et. al., 2001). 
 
 
 68 
Desidratação 
Os principais processos utilizados para a desidratação do lodo são: 
• naturais: leitos de secagem; 
• mecânicos: centrífugas e filtros prensa. 
 
Filtro– Prensa 
Os filtros-prensa são filtros de pressão, constituídos de placas de ferro entre as quais se 
prendem os panos filtrantes. Existem diversos tipos de tecidos ou telas. Se forem possíveis a 
sua reutilização os filtros ou telas filtrantes são de tecido e no caso de serem descartáveis são 
de papel. A seleção dos tecidos ou papel é realizada através de testes em filtros piloto e no 
caso de lodos com características conhecidas, pelos catálogos dos fabricantes. 
Junto com o lodo, é comum a adição de Fe Cl3 e cal no lodo. 
O lodo é submetido durante uma a duas horas à pressão de 6 a 8 atm, sendo depois 
removido manualmente em estado sólido. Durante a operação, o teor de água cai de 95 para 
65%, com o que seu volume fica reduzido a um sétimo (IMHOFF, 1986). 
As telas filtrantes devem ser limpas continuamente por meio de esguichos. 
A desvantagem do filtro-prensa é que o sistema é descontínuo, ou seja, a cada ciclo de 
operação, o sistema deve ser desligado para a remoção das tortas de lodo. 
 
Centrifuga 
 A centrífuga age através de um processo de separação de sólido/líquido forçada pela 
ação de uma força centrífuga. A clarificação ocorre devido à sedimentação dos sólidos de uma 
maneira muito mais rápida do que aconteceria naturalmente. A centrífuga pode também ser 
utilizada na fase da desidratação (SPERLING, 2005). 
O lodo úmido é introduzido na centrífuga onde os sólidos em suspensão se depositam 
na parede interna do tambor. Logo após são empurrados pela rosca, que gira a uma velocidade 
um pouco maior, para a extremidade de menor diâmetro, onde saem da camada líquida, sendo 
 69 
então descarregados. O líquido intersticial sai do tambor pelo lado do diâmetro maior através 
de um vertedor em forma de disco (IMHOFF, 1986). 
 No processo de secagem, as centrifugas necessitam da adição de polieletrólito para 
desestabilização dos colóides e a formação de grumos. Os teores de sólidos no lodo seco 
variam na faixa de 15 a 30%. No fim de cada ciclo de operação o decanter-centrífuga deve ser 
lavado. 
 
Leito de secagem 
São unidades de tratamento, geralmente em forma de tanques retangulares, projetadas 
e construídas de modo a receber o lodo dos digestores, ou de unidades de oxidação total, nele 
se processa a redução de umidade com a drenagem e evaporação da água liberada durante o 
período de secagem (LA ROVERE, 2002). 
O funcionamento dos leitos de secagem é baseado em um processo natural de perda de 
umidade que se desenvolve devido aos seguintes fenômenos: liberação de gases dissolvidos, 
liquefação, devido à diferença do peso específico aparente do lodo digerido e da água, 
evaporação natural da água devido ao contato íntimo com a atmosfera; e evaporação devido 
ao poder calorífico do lodo. 
 Os tanques de armazenamento podem ser de alvenaria, concreto ou de terra (diques). 
A camada drenante é constituída de uma camada-suporte, do meio filtrante e de um sistema 
de drenagem. (LA ROVERE, 2002). 
Após o descarte do lodo para o leito de secagem é iniciada a drenagem do mesmo, que 
ocorre geralmente entre 24 e 48 h. A redução da altura da camada de lodo é de 
aproximadamente 60%. Após a drenagem ou desaguamento, inicia-se o processo de secagem 
propriamente dito, sendo controlada pela ação dos ventos, insolação direta, temperatura 
ambiente e características do lodo. 
Como desvantagens temos a necessidade de grandes áreas. Se for necessária uma área 
superior a 300 m2, deve-se realizar um estudo de viabilidade econômica, pois a partir desta 
área a secagem mecanizada tem custos de instalação inferiores. 
 70 
O lodo em condições normais de secagem poderá ser removido do leito de secagem 
depois de um período que varia de 12 a 20 dias, quando a umidade atinge valores de 70 a 60% 
(JORDÃO e PESSOA, 1995). 
 
Condicionamento do lodo 
Os processos mecânicos de desidratação são os mais utilizados em grandes ETEs de 
regiões metropolitanas, pois apesar de maiores custos, não requerem grandes áreas de 
instalação. 
Por outro lado, lodos ativados ou mistos para serem concentrados a teores de sólidos 
acima de 4 ou 6 %, necessitam de um tratamento prévio de condicionamento, que aumente a 
aptidão à desidratação e a captura de sólidos. 
O condicionamento neutraliza ou desestabiliza as forças químicas ou físicas atuantes 
nas partículas coloidais e no material particulado em suspensão imersos em meio líquido. Este 
processo de desestabilização permite que as partículas pequenas se juntem para formar 
agregados maiores, ou seja, os flocos (HAUG et al., 1992 apud MIKI, 1998). Isto é obtido 
através da formação de espécies poliméricas– polímeros de hidróxidos metálicos – chamada 
de coagulação/floculação por varredura (MIKI, 1998). 
O condicionamento pode ser realizado pela adição de produtos químicos inorgânicos 
e, ou orgânicos, aplicados no lodo a montante da unidade de desidratação, e seu papel é o de 
favorecer a agregação das partículas de sólidos e a formação de flocos. 
Os coagulantes inorgânicos mais comuns são: sulfato de alumínio, cloreto ferroso, 
cloreto férrico, sulfato ferroso, sulfato férrico, cal virgem, cal hidratada. Os mais utilizados 
são a cal e o cloreto férrico. Tratando-se de lodos digeridos provenientes de lodo misto, para 
desidratação em filtro prensa, o consumo de cloreto férrico pode variar de 40 a 100 kg/t e o 
consumo de cal virgem de 110 a 300 kg/t de lodo (GONÇALVES et. al., 2001). 
O cloreto férrico é hidrolisado na água, formando complexos de ferro e depois é 
transformado em precipitados, gerando agregação, além de reagir com a alcalinidade dos 
bicarbonatos do lodo, formando derivados dos complexos de hidróxidos de ferro que também 
atuam como floculantes. As soluções de cloreto férrico são empregadas nas concentrações 
recebidas do fornecedor, cerca de 30 a 40% (MIKI, 1998). 
 71 
Após a adição do cloreto férrico pode ser introduzida a cal, objetivando 
principalmente o controle do pH, o controle dos odores e a higienização do lodo. A cal é 
encontrada no mercado como cal virgem (CaO) ou como cal hidratada (Ca(OH)2). A cal 
virgem deve ser extinta com água antes de ser usada, convertendo-se em Ca(OH)2, operação 
esta que libera muito calor. A cal hidratada não necessita desta etapa, é mais disponível no 
mercado, porém é mais cara que a cal virgem. Assim, ETEs de grande porte, cujo consumo 
seja superior a 1 ou 2 t/dia, geralmente optam pela cal virgem. 
O condicionamento químico inorgânico aumenta consideravelmente a massa de lodo a 
ser gerenciada na estação, pois as quantidades adicionadas de coagulantes são relativamente 
grandes e tornam se parte das tortas de lodo produzidas. Apesar de estabilizar o lodo, o 
condicionamento químico contribui para a redução do potencial de queima para incineração 
(GONÇALVES et. al., 2001). 
Outros materiais poderiam ser utilizados como condicionadores, tais como resíduos de 
alto forno da indústria de cimento e de cal, ricos em cálcio e potássio, porém para se obter a 
mesma elevação de pH da cal, seria necessária a adição do dobro da quantidade de cal. Cinzas 
de incineradores e carvão pulverizado também poderiam reduzir o consumo de cloreto férrico 
e cal (GONÇALVES et. al., 2001). 
 
Estabilização de Lodos 
A estabilização do lodo é empregada principalmente para reduzir substancialmente os 
números de organismos patogênicos, e desse modo minimizar os riscos a saúde, para o 
controle de odores ofensivos e para diminuir a possibilidade de decomposição posterior. 
Os processos podem ser divididos em: 
• estabilização biológica: utilizando bactérias específicas para estabilização da fração 
biodegradável da matéria orgânica, por processos de digestão anaeróbia ou aeróbia; 
• estabilização química: oxidação química da matéria orgânica através da adição de 
produtos químicos; 
• estabilização térmica: obtida a partir da ação do calor sobre a fração volátil em 
recipientes hermeticamente fechados.O processo biológico pode ser obtido de forma aeróbia ou anaeróbia, na Brasil, a 
digestão anaeróbia é muito mais freqüente. 
 72 
A digestão anaeróbia é feita em biodigestores. Estes biodigestores são estruturas 
fechadas que recebem o lodo e os armazena por um tempo determinado. Na condição 
anaeróbia, ocorre a formação de metano (CH4) e dióxido de Carbono (CO2) 
 
Digestores de Lodo 
A digestão que ocorre no interior dos digestores é do tipo anaeróbio, portanto, ocorre 
na ausência de oxigênio. De uma forma simplificada, o processo ocorre em duas etapas. Na 
primeira etapa, a matéria orgânica complexa é transformada em compostos simples como 
ácidos orgânicos voláteis, CO2, H2 etc., pela ação de enzimas extracelulares, das bactérias 
acetogênicas (que transforma os demais ácidos voláteis em ácido acético, H2 e CO2). Na 
Segunda etapa, estes produtos são transformados principalmente em CH4 e CO2, pela ação das 
bactérias metanogênicas. 
As bactérias metanogênicas se reproduzem mais lentamente e são mais sensíveis a 
condições adversas ou a alterações das condições do ambiente, em relação às bactérias 
acidogênicas. Desta forma, o passo limitante do processo é a geração de metano, a menos de 
alguns casos específicos em que a hidrólise da matéria orgânica complexa é o passo limitante 
(SOUZA, 1984). 
Com a adição diária de lodos frescos em proporções adequadas ao lodo digerido, pode 
ser estabelecido o equilíbrio desejável entre os alimentos (matéria orgânica) e os organismos 
com suas enzimas, indispensáveis a uma digestão mais rápida. O lodo, em digestão avançada, 
contém substâncias que exercem o efeito de “Tampão” sobre os produtos intermediários da 
decomposição. Em condições diversas causando um aumento da concentração de ácidos 
voláteis no material em digestão provoca uma queda no pH do meio quando a alcalinidade do 
sistema não é suficientemente elevada. O maior problema reside nesta queda de pH, a valores 
inferiores a 6,8 ,pois isto acaba favorecendo ainda mais as bactérias acidogênicas (cujo pH 
ótimo é cerca de 5,5 a 6,0) e prejudicando ainda mais as bactérias metanogênicas (cujo pH 
ótimo é cerca de 6,8 a 7,2), podendo em caso mais drásticos provocar a perda total do 
digestor. 
Para o ajuste do pH, é conveniente a utilização de cal até se atingir pH 6,7 a 6,8. Caso 
se continue, a partir deste ponto, a adição de cal, haverá um acentuado consumo de CO2 dos 
 73 
gases da digestão e a formação de carbonato de cálcio, insolúvel, havendo então pouco efeito 
na alcalinidade bicarbonato, e conseqüentemente no pH. 
Outra solução é o uso da soda, mais eficiente, visto que mesmo consumindo também o 
CO2 dos gases, não forma precipitados. O ideal seria não fosse a questão do custo, a adição de 
bicarbonato, que eleva diretamente o valor da alcalinidade, e do pH, sem que ocorra 
dissolução do CO2 (SOUZA, l984). 
As bactérias metanogênicas são bastante sensíveis a variações, especialmente a 
elevações de temperatura, as quais devem, portanto, sempre ser evitadas. 
O processo pode ocorrer nas faixas mesofílica (15 a 45o C) ou termofílica (50 a 65oC) 
de temperatura. Na faixa mesofílica a digestão anaeróbia se desenvolve bem em temperaturas 
desde 30 até 40oC (temperatura ótima entre 35 a 37oC); muito mais importante do que operar 
na temperatura ótima, é operar sem variações significativas na temperatura. Na faixa 
termofílica, a temperatura ótima está entre 57 e 62oC. 
Com a digestão são obtidas a liquefação, gaseificação, a mineralização e a 
humificação da matéria orgânica. 
A liquefação compreende a produção e liberação de água, assim como, a 
transformação de grandes partículas de lodo em substâncias solúveis ou finamente dispersas. 
Este parece ser um processo extracelular, que depende fundamentalmente da ação enzimática. 
A gaseificação é um processo intracelular considerado essencial para a digestão. Aliás, 
a boa operação das instalações consiste justamente no equilíbrio e na harmonia destas duas 
fases. 
A parcela de matéria orgânica que não é convertida em gás apresenta condições de 
maior estabilidade, sendo excedida pela quantidade de substâncias minerais (mineralização). 
O produto final, relativamente estável, sem cheiro ofensivo e de cor escura, 
assemelha-se ao húmus, isto é, a matéria orgânica encontrada em terrenos onde existem 
detritos vegetais em decomposição lenta. 
 
 
 74 
Higienização 
Os níveis de patogenicidade do lodo podem ser substancialmente reduzidos através de 
processos como a digestão anaeróbia, entretanto muitos parasitas intestinais e principalmente 
seus ovos são pouco afetados por processos de digestão convencionais, necessitando uma 
etapa complementar ou conjugada aos processos convencionais para a adequada redução dos 
níveis de riscos à saúde da população, de acordo com as exigências de cada tipo de utilização. 
Esta etapa é denominada higienização. 
Os mecanismos de higienização do lodo podem ser por via térmica, via química e/ou 
biológica e por radiação Beta e Gama. 
 
Calagem 
A calagem é um processo de higienização que se dá pela adição de quantidade 
suficiente de cal ao lodo para aumentar o pH para 12, resultando em redução de 
microrganismos e da potencial ocorrência de odores. O “leite de cal”, oriundo da cal hidratada 
ou da extinção da cal virgem, permanece em contato com o lodo digerido no tanque de 
mistura por aproximadamente 30 minutos, onde após este período o lodo deve ser 
encaminhado para a desidratação (TEIXEIRA PINTO, 2001). 
A dosagem de cal é função das características do lodo, variando de 190 a 350 kg Ca 
(OH)2 por tonelada de sólidos secos para lodo ativado, e de 125 a 225 para lodo digerido. O 
lodo líquido tratado com cal é facilmente desidratado por meio mecanizado, adequando-se à 
disposição final (TEIXEIRA PINTO, 2001). 
 
Secagem térmica 
O processo de secagem térmica é uma das mais eficientes e flexíveis formas de 
redução do teor de umidade das tortas de lodo, podendo controlar-se o teor de umidade 
desejado em função da destinação final. 
Em condições ideais são necessários cerca de 2.600 kJ de energia para evaporar 1 kg 
de água presente no lodo. Em condições operacionais, este valor pode ser acrescido em até 
100%. O consumo de energia depende das características do lodo e da eficiência do 
 75 
equipamento. Parte da energia pode ser fornecida por óleo combustível ou gás natural, porém 
no caso de digestão anaeróbia, o biogás gerado pode ser utilizado como combustível auxiliar. 
O processo consiste no aquecimento do lodo em ambiente hermeticamente fechado, 
com a conseqüente evaporação e coleta da umidade presente. O lodo sai do secador sob a 
forma de péletes com diâmetro entre 2 a 5 mm e teor de sólidos acima de 90%. O líquido 
evaporado é condensado e retornado à entrada da ETE para tratamento. Os benefícios 
alcançados são: 
• redução significativa no volume de lodo; 
• redução no custo de transporte e estocagem; 
• produto estabilizado facilmente estocado, manuseado e transportado; 
• produto final praticamente livre de patógenos; 
• preservação das propriedades agrícolas do lodo; 
• não necessita equipamento especial para ser utilizado na agricultura; 
• pode ser incinerado ou disposto em aterro sanitário; 
• produto pode ser ensacado e distribuído pelo comércio varejista; 
• facilitar os usos benéficos do lodo. 
 
A secagem tradicionalmente refere-se a lodos digeridos, porém há estudos de secagem de 
lodo bruto, implicando em menor custo de implantação, manutenção de maior teor de matéria 
orgânica e poder calorífico, agregando valor ao lodo como combustível (GONÇALVES et. 
al., 2001). 
 
 
 
 
 
 
 
 76 
4. Resíduos gerados nas Estações de Tratamento de Esgotos 
 
Como dito no capitulo anterior, o esgoto doméstico é um efluente líquido originado do 
uso doméstico da água (banheiros, cozinha, etc) e contêm aproximadamente 99,9% de água. 
A fração restante,0,1% inclui sólidos orgânicos e inorgânicos, em suspensão e dissolvidos, 
bem como microorganismos (SANTOS, 2003). Em esgotos industriais esta proporção será 
variável de pendendo do tipo da planta industrial em questão. 
O tratamento do esgoto tem como objetivo remover os sólidos grosseiros, dissolvidos 
e em suspensão, algumas impurezas orgânicas e microorganismos patogênicos do esgoto. Ao 
final do processo, este material retirado é transformado em uma grande quantidade de 
resíduos. De maneira geral, são gerados os seguintes subprodutos sólidos no tratamento dos 
esgotos: material gradeado, areia, escuma, lodo primário, lodo secundário. (CHAGAS, 2000). 
Além dos resíduos sólidos, alguns resíduos gasosos também são gerados, os mais importantes 
são: o metano (CH4) e o gás sulfídrico (H2S). 
 Alguns tipos de resíduos, como por exemplo, a areia, de maneira geral, só são 
encontrados nas plantas de tratamento de esgotos sanitários e não em tratamento de origem 
industrial. 
 Neste trabalho, iremos dividir os resíduos em resíduos sólidos e resíduos gasosos. 
 
4.1 – Resíduos sólidos 
 
4.1.1 - Lixo Fino 
Os sólidos removidos no gradeamento incluem todos os sólidos com dimensões 
superiores ao espaço livre entre as grades, eles podem ser orgânicos - formados por material 
fecal, pedaços de comida, papel e etc, ou inorgânicos, na qual podem ser encontrados pedaços 
de plástico, pontas de cigarro, pequenos pedregulhos, entre outros, O material orgânico varia 
em função das características do sistema de esgotamento e da época do ano (METCALF e 
EDDY, 2003). 
 77 
 Na tabela 4.1 encontramos a proporção em relação ao peso total dos principais 
resíduos encontrados nas grades. 
Tabela 4.1: Composição do material retido nas grades. 
Material Proporção do peso total 
Papéis 10 a 70 % 
Estopa 10 a 20 % 
Trapos e panos 5 a 15 % 
Materiais diversos 20 a 60 % 
Material volátil 85 % 
Fonte: DAE – Departamento de Água e Esgoto do Estado de São Paulo (1969). 
O grau de umidade do lixo fino é da ordem de 50 a 80% (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
Outras informações sobre as características do lixo fino, estão sumarizadas na tabela 4.2. 
Tabela 4.2: Características dos resíduos sólidos retidos na grade fina e na grade grossa. 
 Sólidos secos 
(%) 
Densidade aparente 
(ρ aparente) (kg/m
3) 
Sólidos voláteis 
(%) 
Valor combustível 
(kj/kg) 
Grade grossa 10 a 20 640 a 1.100 70 a 95 12.600 
Grade fina 10 a 20 640 a 960 80 a 90 7.820 
Fonte: WATER ENVIRONMENT FEDERATION (1998) 
A remoção deste resíduo pode ser manual ou mecanicamente. A quantidade e a 
composição dos resíduos retidos nas grades ou peneiras grossas são afetadas pelas 
características da bacia coletora, e pelo tamanho das aberturas das peneiras ou espaçamento 
entre as grades das grades, cabendo a este um papel de maior importância (WATER 
ENVIRONMENT FEDERATION, 1998). 
 Dentre as características hidrográficas que apresentam maior influência na 
quantificação e composição dos resíduos em peneiras e grades finas, as que merecem maior 
destaque são: 
1 – O tamanho e tipo de ocupação da bacia hidrográfica, devido à correlação dessas 
características com a vazão e o tipo de material que chega à ETE; 
 78 
2 – O tamanho do sistema de coleta de esgoto, pois em sistemas “longos” a degradação 
ocorrida ao longo das tubulações tende a diminuir a quantidade de material retido no 
gradeamento; 
3 – A presença de estações elevatórias também diminui a quantidade de resíduos grosseiros 
que entra na ETE, pois parte dos sólidos é removida antes do bombeamento e a parcela que é 
bombeada junto com o esgoto tende a ter seus tamanhos reduzidos pela elevada turbulências 
provocada pelas bombas; 
4 - O nível sócio-cultural e a educação sanitária da população atendida, porquanto, boa parte 
do material removido pelo gradeamento não deveria, nem sequer, ter entrado no sistema de 
coleta de esgotos. 
Em média, as grades de espaçamento fino a médio, retém de 40 a 50 litros de lixo por 
1.000 m3 de esgoto, considerando-se a vazão média de cada unidade de gradeamento 
(PESSOA e JORDÃO, 2009). Ao se diminuir o espaçamento entre as barras da grande grossa, 
as quantidades máximas e médias de resíduos aumentam exponencialmente (WATER 
ENVIRONMENT FEDERATION, 1998). 
 
4.1.2 - Escuma 
A escuma é formada principalmente por gorduras, normalmente originadas dos 
esgotos de cozinha, restos de manteiga, óleos de frituras, gorduras de carnes vermelhas. É 
comum existir também uma parcela oriunda de despejos industriais, como por exemplo, 
lubrificantes. A escuma possui capacidade de se agrupar, alterando o tempo de detenção de 
acordo com a velocidade de ascensão. A massa específica da escuma é inferior a 1,0 g/cm³, 
geralmente está em torno de 0,95 g/cm³. 
A escuma é removida nos decantadores primários e secundários. A escuma removida 
nos decantadores primários consiste de materiais flutuantes raspados da superfície, contendo 
graxa, óleos vegetais e minerais, gordura animal, sabões, resíduos de comida, cascas de 
vegetais e frutas, cabelo, papel, algodão, pontas de cigarro e materiais similares. No 
tratamento secundário, a escuma produzida tem na sua composição basicamente a presença de 
bactérias que se desenvolveram nos reatores biológicos. Esta escuma é usualmente removida 
nos decantadores secundários por raspagem da superfície (METCALF; EDDY, 2003). 
 79 
 Segundo Quasim (1999), a quantidade de escuma no esgoto bruto, tem variado na 
faixa de 50 a 150 mg/l. Este intervalo de faixa de valores corrobora com os valores 
encontrados por Pessoa e Jordão (2009). Conforme a tabela 4.3. 
Tabela 4.3. Quantidade média de escuma em algumas ETEs. 
Local Escuma (mg/l) 
ETE Ipiranga (SP) 45 
ETE Penha (RJ) 70 
ETE Infraero-Apoio (RJ) 60 
ETE Infraero-TECA (RJ) 30 
Fonte: Pessoa e Jordão, 2009. 
 
4.1.3. Areia 
 A areia usualmente compreende os sólidos inorgânicos mais pesados, que sedimentam 
com velocidades relativamente elevadas. A areia é removida em unidades denominadas 
desarenadores, aerados ou não, que são decantadores com um baixo tempo de detenção 
hidráulica, suficiente apenas para a sedimentação da areia. O emprego dos desarenadores 
como uma das unidades de operação que compõem a etapa de tratamento preliminar de 
estações de tratamento de esgotos (ETEs) é prática comum entre projetistas há mais de um 
século (GIERGER, 1942). 
No Brasil, os desarenadores são comumente denominados “caixas de areia”. Ambos os 
nomes podem levar a conclusões errôneas acerca do material que esse tipo de unidade 
remove, pois a palavra desarenador etimologicamente significa separador de areia. Todavia o 
material removido pelos desarenadores compreende uma infinidade de partículas sólidas de 
diversos tamanhos e tipos, como por exemplo: areia, silte, pó de carvão, cinzas, pó de café, 
sementes de frutas, fragmentos de ossos e de cascas de ovos etc. (CAMP, 1992). Pode-se 
afirmar que os desarenadores são unidades de operação unitária responsáveis pela remoção de 
partículas discretas com elevada velocidade relativa de sedimentação (PRADO e CAMPOS, 
2008). Quando os desarenadores são operados em más condições, pode ser removida, 
juntamente com a areia, matéria orgânica, como óleos e graxas (METCALF e EDDY, 2003). 
 80 
Em média a areia apresenta um teor de umidade compreendido entre 30 e 20% e o 
peso específico entre 1.400 a 1.700 kg/m3. Já o valor de sólidos voláteis deve estar até 30%, 
valores acima deste indicam excesso de lodo sedimentado. (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
Segundo Prado e Campos, 2008, se a areia não for devidamente removida em 
desarenadores, o acúmulo de sólidos abrasivos e inertes nas demais unidades das ETEs poderá 
ocasionar problemas operacionais, diminuição da vida útil de equipamentos e queda na 
eficiência global de remoção de poluentes de todo o sistema de tratamento. 
 A média da quantidade de areia retirada em ETEs de tratamento deesgotos sanitários é 
mostrada na tabela 4.4 
Tabela 4.4. Quantidade de areia, em 22 ETEs dos EUA. Com sistema do tipo separador absoluto. 
ETEs Vazão (m3/dia) Areia (L/m3) Areia (L/dia) 
Norwalk 44,474 0,0250 1.112 
Portsmouth 36,715 0,0030 110 
East Hartford 15,140 0,0180 273 
Oklahoma City 94,625 0,0150 1.419 
Waterbury 56,775 0,0300 1.703 
Duluth 45,420 0,0060 273 
East Bay 484,480 0,0095 4.578 
Chicago 3.440,000 0,0031 10.578 
New York (Jamaica) 378,500 0,0168 6.359 
New York (Port Richmond) 227,100 0,0038 852 
New York (North River) 832,700 0,0113 9.368 
Boston 423,920 0,0051 2.162 
St. Louis 632,095 0,0202 12.753 
Passaic Valley Treatment Plant 851,625 0,0287 24.399 
Allegheny County 757,00 0,0249 18.849 
Forth Worth 170,325 0,0097 1.648 
County of Milwaukee 454,200 0,0036 1.635 
 81 
Twin City Metro 825,130 0,0362 29.828 
San Jose 541,255 0,0188 10.149 
Los Angeles (Hyperion) 1.589,700 0,0150 23.846 
Santa Rosa 45,420 0,0375 1.703 
Livermore 23,656 0,0075 177 
Fonte: WATER ENVIRONMENT FEDERATION (1998) 
Segundo Santos (2003), em cinco ETEs da região metropolitana de São Paulo em 
funcionamento na época da publicação, eram gerados relatórios mensais com informações 
como material removido (grade e areia) e geração de subprodutos (lodo e gás). Todos os 
resíduos sólidos gerados eram transportados por caminhões aos aterros Bandeirantes e São 
João. O resíduo de caixa de areia representa apenas 2,14% do total de resíduos sólidos 
gerados no sistema de esgotos da região metropolitana de São Paulo por dia, porém ressalta-se 
que a geração média era de aproximadamente 7 t/dia. 
O Sistema Navegantes trata aproximadamente 13% dos esgotos da cidade de Porto 
Alegre, gerando em média 8 t/dia de material retirado das caixas de areia (ANTONINI et al., 
2002). 
Metcalf e Eddy (2003) asseveram que a quantidade (concentração) de areia presentes 
nas águas residuárias depende de: 1 – sistema de coleta e transporte de esgotos (sistema 
combinado, água pluvial e esgoto sanitário; ou sistema de separação absoluta, somente esgoto 
sanitário); 2 - do tipo de ocupação da bacia coletora de esgoto atendida pelo sistema de coleta 
(residencial, industrial, comercial, etc.); 3 - das condições de conservação do sistema de coleta 
e transporte de esgotos; e 4 - do tipo de solo da bacia coletora de esgotos (presença de solos 
arenosos). 
O tipo do sistema de coleta de esgoto é o fator que mais influencia a concentração de 
areia presente nas águas residuárias, pois, em sistemas combinados, o escoamento superficial 
(runoff) carreia grandes quantidades de areia para dentro dos coletores e, mais, as elevadas 
vazões coletadas durante os períodos chuvosos re-suspendem as partículas que haviam 
sedimentado ao longo das tubulações durante os períodos de estiagem. Outro fator importante, 
que também merece destaque, é a condição de conservação do sistema coletor. Sistemas mal 
conservados permitem que grãos de areia adentrem suas tubulações pela infiltração. No 
Brasil, como a maioria dos sistemas de coleta de esgoto existente é do tipo separador 
 82 
absoluto, os fatores que mais influenciam a concentração de areia presente no esgoto sanitário 
são: o estado de conservação dos sistemas de coleta de esgoto e a ocorrência de ligações 
clandestinas de coletores residenciais de águas pluviais aos coletores de esgoto sanitário. 
 
4.1.4. Lodo 
O lodo constitui o principal subproduto do tratamento de efluentes. A disposição 
sanitária ou a utilização deste subproduto é um dos mais importantes problemas associados ao 
projeto e ao gerenciamento das estações de tratamento de esgotos. 
A quantidade de lodos produzidos nas estações de tratamento de esgotos tende a 
aumentar, na medida em que mais e mais estações de tratamento se tornam necessárias para 
preservação dos já comprometidos cursos d’água receptores. A quantidade de sólidos retidos 
no processo mede indiretamente, a extensão e a eficiência da depuração, cujo aumento é cada 
vez mais requerido para a preservação dos cursos d’água que receberão o efluente tratado 
(CHAGAS, 2000). 
Os diferentes sistemas de tratamento e seus respectivos estágios geram lodos com 
características e quantidades variáveis. De forma genérica, os decantadores primários 
produzem de 2 500 a 3 500 litros de lodo por milhão de litros de esgoto tratado que é 
removido por gravidade e contém de 3 a 7% de sólidos contendo de 60 a 80% de matéria 
orgânica. Os tratamentos secundários promovem o incremento da atividade microbiana 
aeróbia e/ou anaeróbia, de forma a converter os sólidos dissolvidos em sólidos suspensos 
(biomassa microbiana) e reduzir o conteúdo da matéria orgânica pela sua respiração. 
Posteriormente, a essa biomassa microbiana é precipitada junto com outras partículas, 
produzindo o lodo secundário (SANEPAR, 1997). 
Os processos aeróbios produzem de 15 a 20 mil litros de lodo por milhão de litros de 
esgoto tratado, que contém tipicamente 0,5 a 2% de sólidos, contendo de 50 a 60% de matéria 
orgânica. A elevada concentração de matéria orgânica no lodo caracteriza a sua 
desestabilização, possibilidade de decomposição anaeróbia, putrefação, geração de odores e 
atração de vetores (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
A produção de lodo é variável em função do tipo de tratamento adotado, os processos 
anaeróbios, em geral, produzem quantidades menores de lodo. No Brasil, sistemas aeróbios de 
 83 
lodo ativado produzem 37 g de lodo por dia para cada habitante, enquanto que sistemas 
anaeróbios apenas 15 g de lodo/hab/dia (OUTWATER, 1994). 
Nos processos aeróbios a matéria orgânica é convertida em gás carbônico, água e 
biomassa. A energia potencial presente nos resíduos termina na biomassa (lodo), além disso, a 
aeração requerida para fornecer oxigênio aos microrganismos aeróbios requer grandes 
quantidades de energia e produz significativas quantidades de CO2. No processo de 
degradação anaeróbia transforma a matéria orgânica em gás carbônico, metano, água e 
biomassa. A produção de biomassa é significativamente menor quando comparada aos 
processos aeróbios pois a taxa de crescimento dos microrganismos anaeróbios é baixa. A 
energia potencial do resíduo vai em parte para a biomassa e parte para o metano. 
Estimativa teórica do potencial de produção de lodo de esgoto no Brasil, considerando 
apenas o tratamento integral do esgoto atualmente coletado (que beneficia aproximadamente 
35% da população) produziria de 2,5 a 3,5x104 m³ de lodo primário (com 3 a 7% de sólidos) e 
de 15 a 20x104 m³ de lodo secundário com (0,5 a 20% de sólidos) (SANEPAR, 1997). 
Ao longo do tratamento de esgotos, alguns componentes concentram-se em 
proporções variáveis no lodo. Da mesma forma que alguns componentes orgânicos e minerais 
conferem características benéficas ao lodo, outros podem ser indesejáveis do ponto de vista 
sanitário e ambiental. Estes podem ser agrupados da seguinte forma: 
• metais pesados; 
• microrganismos patogênicos; 
• poluentes orgânicos. 
 
 Os metais pesados, também podem estar presentes no esgoto, geralmente devido a 
ligações clandestinas de efluentes industriais. Grandes quantidades de metais pesados podem 
inviabilizar seu uso, em baixas quantidades, estes metais agem como micro-nutrientes para o 
solo, mas em grande quantidade podem ser tóxicos para as plantas (PESSOA e JORDÃO, 
2009). 
Diversos metais pesados, tais como chumbo, ferro, cádmio e cobre, podem estar 
presentes nos lodos. As principais conseqüências de tal fato para o meio ambiente são: 
• Intoxicação dos organismos, tais como moluscos, crustáceos, insetos, anelídeos e etc; 
 84 
• Modificações severas na fauna e flora, acarretando a redução do número de espécies 
anteriormente presentes, o que inclui a completa eliminação das espécies mais 
sensíveis; 
• Redução das populações das espécies sobreviventes (CONNELL e MILLER, 1984; 
HYNES, 1970). 
 
A eventual presença de organismospatogênicos no lodo é um reflexo direto de saúde 
da população contribuinte ao sistema de esgotamento sanitário. O número destes organismos é 
reduzido, mas são de grande importância para o uso agrícola (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
Os cinco grupos de microrganismos patogênicos que podem estar presentes no lodo são: 
helmintos, protozoários, fungos, vírus e bactérias. Sua procedência pode ser humana ou 
animal. 
A quantidade de patógenos no lodo é função das características do esgoto bruto e do 
sistema de tratamento utilizado, que concentra no lodo a maior carga de microrganismos 
inicialmente presente no esgoto afluente, uma vez que na fase de separação os 
microrganismos aderem às partículas sólidas. A Tabela 4.5 apresenta algumas concentrações 
médias de patógenos encontrados em diferentes tipos de lodo. Também devem ser 
considerados os efeitos de desnaturalização no tratamento, que torna inviável parte dos 
patógenos presentes, ou seja, os torna desprovidos de sua infectividade. (SANTOS, 2003). 
Tabela 4.5. Concentração média de microrganismos patogênicos encontrados no lodo de esgoto doméstico 
Agente patogênico Tipo de lodo Número de patógenos 
Lodo primário 103 – 104 kg MS 
Lodo digerido 102 – 103 kg MS 
Lodo semi-desidratado 101 – 103 kg MS 
Ovos de helmintos 
Lodo anaeróbio 6,3 x 103 – 1,5 x 104 kg MS 
Lodo primário 7,7 x104 – 3 x 106 kg MS 
Lodo digerido 3 x104 – 4.1 x 106 kg MS 
Cistos de protozoários 
Lodo semi-desidratado 7 x101 – 102 kg MS 
Lodo 101 – 8,8 x 106 kg MS Bactérias 
Lodo ETE- Belém/PR 108 kg MS 
 85 
Lodo primário 3,8 x103 – 1,2 x 106 L 
Lodo digerido 101 – 103 L 
Vírus 
Lodo biológico 101 – 8,8 x 106 kg MS 
Fonte: (Feix; Wiart, 1998, Thomaz-Soccol et al., 2000 Apud CESÁRIO SILVA et al., 2001). MS = Massa seca 
 
Os principais poluentes orgânicos encontrados são: cianeto, fenol, cloreto de metileno, 
tolueno, etil benzeno, tricloroetileno, tetracloroetileno, clorofórmio, naftaleno, acroleína, 
xileno, cresóis, acetofenoma, anilina, acetato de etila, entre outros (CESÁRIO SILVA et al., 
2001). 
As principais fontes de compostos orgânicos são: indústria química, de plásticos, 
produtos mecânicos, farmacêuticas, formulação de pesticidas, ferro e aço, petróleo, 
lavanderias, postos de gasolina e indústrias da madeira (CESÁRIO SILVA et al., 2001). 
A presença destes componentes – metais pesados, microorganismos patogênicos e 
compostos orgânicos - se dá em função da qualidade do esgoto bruto e do sistema de 
tratamento. Através de diversos processos de higienização, conforme a destinação prevista, os 
lodos podem ser desinfectados, de maneira a reduzir seus níveis de microrganismos 
patogênicos. Já os poluentes orgânicos e metais pesados requerem métodos de remoção 
considerados economicamente inviáveis, sendo a melhor estratégia evitar tal contaminação 
nos esgotos brutos (CESÁRIO SILVA et al., 2001). 
 
4.2 – Resíduos gasosos 
Os principais gases formados nas reações destinadas ao tratamento de esgoto são: o 
Nitrogênio (N2), o Gás Carbônico (CO2), o Metano (CH4), o Gás Sulfídrico (H2S), o Oxigênio 
(O2), o Hidrogênio (H2) e o Óxido Nitroso (N2O) (LOW e CHASE, 1999). 
 A quantidade media de cada um destes resíduos gasosos estão apresentadas na tabela 
4.6. 
 
 
 86 
Tabela 4.6. Valores médios da emissão de resíduos gasosos em ETE. 
Componentes Teores limites (%) Valor mediano (%) 
Metano (CH4), 54 - 77 67 
Gás carbônico (CO2) 14 - 34 30 
Nitrogênio (N2) 0 - 9 3 
Hidrogênio (H2) 0 - 11 3 
Oxigênio (O2) 0 - 2 0,4 
Gás sulfídrico (H2S) 0,004 - 09 0,01 
Fonte: DAE 1969 
 
Para Pessoa e Jordão (2009), os gases produzidos nos digestores apresentam as 
seguintes composições aproximadamente: metano (65 a 70%), gás carbônico (25 a 30%), 
óxido de carbono (2 a 4%). Oxigênio, nitrogênio, hidrocarbonetos, gás sulfídrico são 
produzidos em quantidades pequenas. 
Do ponto de vista ambiental, os gases mais importantes são o gás carbônico (CO2) e o 
metano (CH4) que trataremos aqui conjuntamente com a denominação de biogás, e o gás 
sulfídrico (H2S) e o óxido nitroso (N2O). 
 
4.2.1. Gás carbônico (CO2) e o metano (CH4) - biogás 
O biogás trata-se de uma mistura gasosa combustível, resultante da fermentação 
anaeróbia de matéria orgânica. 
A proporção de cada gás na mistura depende de vários parâmetros, como o tipo de 
digestor e o substrato (matéria orgânica a digerir). De qualquer forma, esta mistura é 
essencialmente constituída por metano (CH4) e dióxido de carbono (CO2), estando o seu 
poder calorífico diretamente relacionado com a quantidade de metano existente na mistura 
gasosa. 
A composição típica do biogás é cerca de 60% de metano, 35% de dióxido de carbono 
e 5% de uma mistura de hidrogênio, nitrogênio, amônia, ácido sulfídrico, monóxido de 
 87 
carbono, aminas voláteis e oxigênio (WEREKO-BROBBY e HAGEN, 2000). Dependendo da 
eficiência do processo, influenciado por fatores como pressão e temperatura durante a 
fermentação, o biogás pode conter entre 40% e 80% de metano. 
 A formação do biogás pode ser resumida em 4 etapas. São elas: 
 
1º etapa – Hidrólise 
O primeiro passo na digestão anaeróbia é a hidrólise dos polímeros de cadeia longa 
que é feita pelas bactérias hidrolíticas. Os principais compostos a serem hidrolisados são a 
celulose, as proteínas e os lipídios. 
A celulose é um polímero de cadeia longa, facilmente degradado por bactérias 
aeróbias, mas nos processos anaeróbios as bactérias aeróbias não sobrevivem, sendo então a 
hidrólise mais dificultada. Um bom número de protozoários também contribui para a 
fermentação da celulose. 
O pH ótimo para a sobrevivência destas bactérias é de cerca de 6 e a temperatura 
ótima é 45 Co. 
Percebe-se que a hidrólise é um passo limitante para a conversão de matéria orgânica 
em metano. Os produtos das reações hidrolíticas são fermentados e depois transformados em 
metanos. 
A bactéria transicional transforma a matéria orgânica solúvel produzida pela bactéria 
hidrolítica em substrato para metanogênese. Acetato no efluente pode ser metabolizado 
diretamente pela bactéria metanogênica, independente de iterações catabólicas com outras 
bactérias. Alguns substratos são hidrolisados para aminoácidos que podem ser usados com 
carbono servindo de energia para reações fermentativas. 
A bactéria fermentativa na digestão anaeróbia converte material orgânico solúvel para 
ácido acético, ácido propiônico, ácido butírico, H2 e CO2. Alguns produtos das bactérias 
fermentativas como acetato e H2, podem ser metabolizados diretamente pela bactéria 
metanogênica, mas outros como ácidos propiônicos e ácidos butírico não podem ser digeridos 
diretamente. 
 88 
Segundo Chynoweth e Isaacson (1987), uma porção do acetato é sintetizado para H2 e 
CO2 na digestão e uma pequena parte para ácido propiônico, ácido acético e ácido butírico. 
Outros estudos indicam que culturas mistas produzem ácidos voláteis do H2 e CO2 ou do 
metanol. 
 
2º etapa – bactérias acidogênese 
Os açúcares e aminoácidos são absorvidos pelos organismos acidogênicos e 
fermentados intracelularmente a ácidos graxos de cadeias mais curtas, como ácido propiônico, 
butírico, além de CO2, H2 e acetato. As vias bioquímicas pelos quais o substrato é fermentado, 
e a natureza do produto (tipo de ácido volátil produzido) dependerão, principalmente, do tipo 
de substrato e da pressão parcial de hidrogênio. 
 
3º etapa - bactérias acetogênicas 
As bactérias acetogênicas desempenham um importante papel entre a acidogênese e a 
metanogênese. Bactérias acetogênicas, produtoras de hidrogênio são capazes de converter 
ácidos graxos com mais de 2 carbonos a ácidos acéticos, CO2, H2 que são os substratos para 
as bactérias metanogênicas. 
 
4º etapa - bactérias metanogênicas 
As bactérias metanogênicas são o final do processo de decomposição anaeróbia da 
biomassa. Metano é o produto final da mineralização da digestão anaeróbia. Como contrastea 
bactéria aeróbia metaboliza através da oxidação dos polímeros para CO2 e 
H2O. 
As bactérias metanogênicas podem utilizar ácido fórmico e acético, além de metanol, 
metilamina, H2 e CO2 para a produção de metano. Cerca de 70 % do metano produzido pelas 
bactérias metanogênicas provém do acetato. 
As reações bioquímicas desse grupo de bactérias contribuem para a redução da pressão 
parcial de hidrogênio, viabilizando as etapas anteriores do processo de degradação anaeróbia. 
 89 
A formação de metano como produto final do processo depende da existência de 
populações com funções distintas, e em proporções tais que permitam a manutenção do fluxo 
de substratos e energia sob controle. 
 
4.2.2. Gás sulfídrico (H2S) 
O gás sulfídrico (H2S) ou ácido sulfídrico ou sulfeto de hidrogênio é um subproduto 
gerado em ETEs que utilizam bactérias anaeróbias no seu processo de tratamento. (ALVES et 
al.,2004). Segundo Chernicharo, (1997), as principais condições que favorecem a formação 
do gás sulfídrico encontrados são os seguintes: 
• Presença de grandes quantidades de sulfatos e/ou compostos derivados de enxofre no 
esgoto a ser tratado; 
• Sobrecarga de esgoto com conseqüente diminuição do tempo de detenção; 
• Elevadas concentrações de ácidos voláteis no reator; 
• Alcalinidade reduzida; 
• Baixo pH; 
• Baixas temperaturas no esgoto. 
O sulfeto no esgoto pode ser proveniente de despejos indústrias, de águas de 
infiltração, da decomposição anaeróbia de matéria orgânica contendo enxofre (por exemplo, 
aminoácidos tais como cisteina, cistina e metonina), pela redução de tiosulfato, sulfito, 
enxofre livre e outros compostos inorgânicos de enxofre presente no esgoto, porém, a 
principal origem é a redução bacteriana do íon sulfato, presente no esgoto (TSUTIYA e 
SOBRINHO, 2000). 
Na ausência de oxigênio dissolvido e nitratos, o sulfato serve como fonte de oxigênio 
(ou mais corretamente como aceptor de elétron) para a oxidação bioquímica produzida por 
bactérias anaeróbias. Em condições anaeróbias o íon sulfato é reduzido a íon sulfeto, para 
estabelecer o equilíbrio com o íon hidrogênio para formar o sulfeto de hidrogênio de acordo 
com a constante de ionização primária (9,1x10-8) (SAWYER et al., 1994 apud Tsutiya e 
Sobrinho, 2000). 
Segundo Tsutiya e Sobrinho (2000) a concentração do íon sulfato no esgoto sanitário 
pode variar de poucas até centenas de miligrama por litro. Sob condições anaeróbias, dois 
gêneros de bactéria anaeróbia obrigatória da espécie Desulfovibrio, comumente chamadas de 
 90 
bactérias redutoras de sulfato, podem converter sulfato a sulfeto. Dv. Desulfuricans, 
Dv_vulgaris e Dv. salxigens são os principais membros da espécie Desulfovibrio associada a 
essa transformação. 
Os sulfatos são de grande importância, porque são indiretamente responsáveis por 
problemas sérios associados com a manipulação e tratamento de esgotos. Esses problemas são 
o odor e a corrosão devido à redução de sulfatos a sulfeto de hidrogênio em condições 
anaeróbias (SILVA, 2007). 
O sulfeto de hidrogênio pode existir em vários estados na fase líquida, que podem ser 
caracterizados como: sulfeto total (H2S + HS
- + S2- + sulfetos metálicos suspensos), sulfeto 
dissolvido (H2S + HS
- + S2). Estas formas podem ser produzidas pela redução biológica de 
sulfatos e outros compostos orgânicos contendo enxofre, presente nos esgotos sanitários 
(SILVA, 2007). 
A presença da forma não dissociada de H2S está condicionada a parâmetros como 
temperatura e pH do meio. Em pH baixo (pH<7) o H2S torna-se o principal componente 
dissolvido, já para valores de pH entre 7 e 10 a forma dissociada (HS-) predomina. A 
temperatura está relacionada com um dos maiores fatores na produção do gás odorante, pelo 
fato de afetar a solubilidade de muitas substâncias, Quanto mais elevada à temperatura a 
concentração de equilíbrio de H2S no ar aumenta de acordo com o valor da concentração de 
H2S em solução (KARL, 1999). 
Segundo MORAES et al. (1999) a quantidade produzida ainda depende de parâmetros 
como carga orgânica, composição do substrato e do processo de competição entre as bactérias 
sulforedutoras e metanogênicas. As relativas proporções de H2S e HS- é de grande 
importância na avaliação do potencial do H2S emitido para a atmosfera. 
Também, é importante considerar que, se parte do H2S dissolvido escapa para a 
atmosfera, o H2S restante será dividido entre H2S e HS
- na mesma proporção anterior, uma 
vez que o equilíbrio se restabelece quase que instantaneamente. 
 
 
 
 91 
4.2.3. Óxido Nitroso (N2O) 
O N2O é produzido por processos microbiológicos de nitrificação e desnitrificação. A 
nitrificação, definida como a oxidação biológica do amônio (NH4
+) a nitrato (NO3
-), é 
conduzida predominantemente por bactérias quimioautotróficas que obtêm energia da 
oxidação do NH4
+ a nitrito (NO2
-) e do NO2
- a NO3
- para transformar dióxido de carbono 
(CO2) em matéria orgânica. O N2O é um subproduto da nitrificação na etapa de oxidação do 
NH4
+ a NO2
-. 
Poucos são os estudos sobre emissões de N2O realizados diretamente em sistemas de 
tratamento de esgoto com lodo ativado e os resultados entre os diferentes trabalhos mostram 
grandes discrepâncias (IPCC, 2002). As Diretrizes de 2006 do Painel Intergovernamental 
sobre Mudanças Climáticas (Intergovernmental Panel on Climate Changes, IPCC) para 
Inventários Nacionais de Gases do Efeito Estufa propõem como fator de emissão 3,2 (2-8) g 
N2O pessoa
-1 ano-1 para o caso de estações de tratamento de esgoto (ETEs) com processos de 
nitrificação e desnitrificação controlados (KAMPSCHREUR et, al., 2009). Esse fator de 
emissão provém do estudo realizado por Czepiel et al.,(1995) que mediram as emissões de 
N2O de uma ETE municipal na cidade de Durham, localizada em região de clima temperado, 
no nordeste dos Estados Unidos, com sistemas centralizados de tratamento de esgoto com 
avançado controle dos processos de nitrificação e desnitrificação. No entanto, segundo Brotto 
et, al., (2010), encontrou valores bem maiores de fator de emissão (13 g N2O pessoa
-1 ano-1) 
em uma ETE do Rio de Janeiro. 
As observações feitas por Brotto et, al., (2010), mostram que as concentrações de N2O 
nas bolhas de ar emanadas nos tanques de aeração eram maiores quanto maior era a aeração. 
Tabela 4.7. Taxas de emissão de N2O em Estações de Tratamento de Esgotos (ETE) 
Taxa de emissão (g N2O ano 
-1) 
Unidade Média Variação 
Contribuição 
(%) 
Reator biológico 2,9 x 104 (0,06 – 7,8) x 104 90 
Recirculação de lodo 1,7 x 103 (2,1 x 1,8) x 103 5 
Digestor de lodo 8,8 x 102 (5,1 – 12,4) x 102 3 
Elevatória de esgoto bruto – caixa de areia 4,4 x 102 (0,63 – 10,4) x 102 1 
Efluente 3,2 x 102 (1,8 – 4,5) x 102 1 
 92 
Decantador secundário 7,8 2,9 – 15,7 1 
 
Estudando os processos de produção de NO (óxido nítrico) e N2O em ETEs, 
Kampschreur et al., (2009) concluíram que os três principais fatores de controle da produção 
desses gases nesses sistemas são: a concentração de oxigênio dissolvido, a concentração de 
nitrito (NO2
-) e a taxa de aeração do esgoto. A concentração de oxigênio dissolvido é 
considerada um importante fator de controle na produção de N2O pela nitrificação. O 
rendimento de N2O nesse processo cresce com a diminuição dos níveis de oxigênio 
dissolvido. A desnitrificação é totalmente inibida por níveis elevados de oxigênio dissolvido. 
Bactérias oxidantes de amônia (ammonia-oxidizing bactéria) podem produzir N2O como 
subproduto da oxidação da amônia a nitrito ou pela redução aeróbica de nitrito. Kampschreur 
et al., (2009) consideram que a desnitrificação conduzida por bactérias oxidantes de amônia 
seja o principal processo formador de N2O durante a aeração do esgoto em ETEs. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 93 
5 - Impactos Ambientais em ETE 
 
 Quando as Estações de Tratamento de Esgotos (ETE) foram implantadas, elas foram 
chamadasde Estações Depuradoras de Água, nesta definição, podemos observar que na época 
apenas o caráter positivo da ETE, dentro do Sistema de Esgotamento Sanitário (SES) como 
um todo, era notado. 
 A percepção das Estações de Tratamento de Esgotos era de que elas representavam 
uma medida mitigadora da rede coletora de esgotos, mas não se avaliava os impactos 
causados as populações vizinhas ou a jusante. 
Os impactos ambientais causados por uma Estação de Tratamento de Esgotos (ETE), 
de uma maneira geral, estão relacionados com o descaso no descarte de seus resíduos e no não 
atendimento as normas previstas em leis, devido à baixa eficiência de tratamento. Os impactos 
ambientais ocorridos na operação da ETE, apresentam uma estreita relação com o processo de 
tratamento adotado. Dessa forma, na fase de planejamento, deve-se eleger um processo que 
seja menos impactante em relação à comunidade vizinha (BRITO, 2007). 
Alguns aspectos ambientais são ocorridos devido a falhas nos sistemas de tratamento 
que causam interrupções ocasionais. Esta é uma peculiaridade das ETE, já que o tratamento 
dos esgotos não pode parar, sua paralisação, de forma geral, já provoca um impacto 
ambiental. (LA ROVERE, 2002). 
Do ponto de vista da legislação, é importante salientar que o não cumprimento destas 
normas é crime previsto na Lei dos Crimes Ambientais n º 9.605 de 12 de fevereiro de 1998 
que penaliza crimes contra o meio ambiente, e cita em seu artigo 33 do capítulo 5 “Provocar, 
pela emissão de efluentes ou carregamento de materiais, o perecimento de espécies da fauna 
aquática existente em rios, lagos, açudes, lagoas, baías ou águas jurisdicionais brasileiras: 
pena de detenção de um a três anos inafiançável e ou multas cumulativamente”. 
Além dos impactos ambientais negativos, comentados acima, devemos esclarecer que 
também existem impactos ambientais positivos. Os positivos são resultantes do seu próprio 
objetivo, qual seja o de proteger o meio ambiente ao remover ou reduzir as substâncias 
nocivas presentes nos esgotos, como matéria sólida que assoreia os rios e cursos d’água; 
aspectos sanitários prejudiciais a saúde humana e os de depleção da flora e da fauna aquáticas. 
(LA ROVERE, 2002). 
 94 
Embora os impactos da ETE sejam positivos, como uma ferramenta de proteção 
ambiental, é muito comum que a população vizinha se posicione contra a construção da ETE. 
Há vários exemplos de casos que atrasaram ou impediram a construção da ETE. Um exemplo 
disso ocorreu durante a construção do emissário submarino da Barra da Tijuca no Rio de 
Janeiro, que deixou de ser construída em 1982, mesmo com recursos financeiros, por pressão 
dos moradores e só foi construído em 2001 (PESSOA e JORDÃO, 2009). 
 Neste capítulo abordaremos os impactos ambientais provenientes da operação das 
Estações de Tratamento de Esgotos (ETE). Para melhor entendimento, estes impactos 
ambientais serão divididos por categorias, a saber: poluição hídrica, poluição do solo e 
poluição atmosférica. 
 
5.1 - Poluição hídrica 
A poluição hídrica é do ponto de vista legal, determinado pela resolução 357 
CONAMA de 2005. A referida resolução que diz que os esgotos devem ser tratados, para que 
os rios mantenham um padrão de acordo com o uso do homem, ou seja, um rio que serve 
somente para navegação não tem a necessidade de ter uma qualidade para a recreação de 
contato direto ou para o abastecimento humano. 
Descarga de efluentes em corpos aquáticos é um dos maiores problemas ambientais no 
Brasil, apenas cerca de 14% dos municípios têm algum tipo de tratamento de esgotos 
(SANTOS et, al., 2008). 
Enquanto o esgoto sanitário causa poluição orgânica e bacteriológica, o industrial 
geralmente produz a poluição química. O efluente industrial, além das substâncias presentes 
na água de origem, contém impurezas orgânicas e/ou inorgânicas, resultantes das atividades 
industriais, em quantidade e qualidade variáveis com o tipo de indústria (OLIVEIRA, 2005). 
A decomposição da matéria orgânica presente em um líquido é feita, inicialmente, por 
bactérias aeróbias, que se utilizam do oxigênio dissolvido no meio aquático para promover as 
reações. Deste modo, quanto maior é a quantidade de matéria orgânica presente no meio, 
maior é a quantidade de oxigênio necessária para a sua oxidação. 
 95 
Assim sendo, a principal conseqüência do lançamento de matéria consumidora de 
matéria consumidora de oxigênio é a redução da quantidade de oxigênio dissolvido na água, o 
que acarreta prejuízos à vida aquática (MOTA, 1997) 
No caso de um esgoto doméstico médio, a DBO é da ordem de 200 a 300 mg/L, 
enquanto que a DBO de lagos e rios possui 9 mg de oxigênio /L de água, o que significa que 
para cada litro de esgoto com 200 mg de DBO consumirá todo o oxigênio de 22 L de água 
(BRANCO, 1972, p.62). Isto significa que um rio com uma vazão de 22 L/s e receber uma 
descarga de esgotos de 1L/s, ficará totalmente sem oxigênio. Os efluentes industriais contêm 
mais de 3000 mg/L de DBO, afetando-se assim mil litros de água para cada litro utilizado. 
Certos poluentes químicos causam, evidentemente, danos incomparavelmente maiores e 
muitas vezes irreversíveis. 
O tratamento de águas residuárias tem assumido papel importante no que se refere aos 
aspectos de saúde pública e controle da poluição ambiental. Considerando os elementos 
constituintes dos despejos urbanos e industriais, além da carga microbiológica, podem conter 
diversos poluentes químicos que afetam a saúde humana. Dentre os constituintes químicos 
destacam-se os metais pesados que, sendo indevidamente removidos, poderão causar poluição 
significativa no corpo receptor, representando risco para a saúde humana e ambiental 
(OLIVEIRA, 2005). 
As plantas de tratamento de esgoto recebem uma grande quantidade de compostos 
existentes em esgotos domésticos e/ou industriais, os quais podem ser totalmente, 
parcialmente removidos ou podem passar pelo processo de tratamento sem que nenhuma 
remoção ocorra. Conforme pode ser observado na literatura científica mundial, a capacidade 
de remoção em uma ETE dependerá de uma série de fatores, tais como: o processo de 
tratamento utilizado, os tipos de substâncias presentes, o tempo de detenção, além de fatores 
externos, tais como temperatura por exemplo. Algumas substâncias podem passar pelo 
processo de tratamento e, na presença de um ambiente propício com outros compostos ou 
microorganismos, se tornar parte de metabólitos, os quais podem ser descartados através do 
efluente e ficarem disponíveis na água e/ou em sedimentos (CARBALLO et al., 2005). 
No Brasil existe pouca informação sobre os processos de tratamento de esgoto e as 
suas capacidades de remoção em geral, constatados na prática em ETE’s em funcionamento. 
Em geral, os processos são do tipo primário ou secundário, com pouquíssimos casos de 
processos de tratamento terciário. Em um levantamento feito por Oliveira e Von Sperling 
 96 
(2005), para os Estados de São Paulo e Minas Gerais, verifica-se a prevalência de sistemas de 
tratamento secundários que utilizam lodos ativados ou lagoas de estabilização. Outro 
levantamento visando analisar a eficiência destes sistemas constata a imprecisão nos dados 
básicos dos processos (OLIVEIRA e VON SPERLING, 2005). 
Os parâmetros médios e a eficiência de tratamento médio de algumas unidades 
presentes nas estações de tratamento de esgotos (ETE), estão apresentadas respectivamente 
nas tabela 5.1 e 5.2 
Tabela 5.1 : Qualidade média do efluente nas unidades descritas 
Qualidade média do efluente 
Sistema 
DBO5 
(mg/L) 
DQO 
(mg/L) 
SS 
(mg/L) 
N 
(mg/L) 
N total 
(mg/L) 
P total 
(mg/L) 
CF 
(NMP/100ml) 
Ovos de 
helminto 
(ovo/L) 
Tratamento 
primário 
convencional 
200-
250 
400-
450 
100-
150 
>20 >30 >4 107-108 >1 
Reator 
UASB 
70-100 180-
270 
60-100 >15 >20 >4 106-107 >1 
Lodos 
ativados 
convencional 
15-40 45-120 20-40 <5 >20>4 106-107 >1 
Filtro 
biológico 
percolador 
de baixa 
carga 
15-40 30-120 20-40 5-10 >20 >4 106-107 >1 
Fonte: Von Sperling (2005). 
 
 
 
 
 
 
 97 
Tabela 5.2: eficiência de remoção das unidades descritas 
Eficiência média de remoção 
Sistema 
DBO5 
(%) 
DQO 
(%) 
SS 
(%) 
Amônia-
N 
(%) 
N 
total 
(%) 
P 
total 
(%) 
CF 
(unid. log) 
Tratamento primário convencional 30-35 25-
35 
55-
65 
<30 <30 <35 <1 
Reator UASB 60-75 55-
70 
65-
80 
<50 <60 <35 ≈1 
Lodos ativados convencional 85-93 80-
90 
87-
93 
>80 <60 <35 1-2 
Filtro biológico percolador de baixa 
carga 
85-93 80-
90 
87-
93 
65-85 <60 <35 1-2 
Fonte: Von Sperling (2005). 
A descarga de esgotos domésticos, sem nenhum tratamento, tem sido identificada 
como uma das principais fontes de poluição ambiental em ambientes marinhos e estuarinos, 
sobretudo em países em desenvolvimento (UNEP-GPA, 2006). 
Esse problema também é freqüentemente observado em corpos de água doce. Segundo 
o relatório de águas interiores do Estado de São Paulo (CETESB, 2007), as principais fontes 
de poluição dos recursos hídricos são os lançamentos de efluentes líquidos e industriais, bem 
como de carga difusa de origem urbana e agrícola (VON SPERLING, 1996). 
 
5.1.2. Impacto ambiental causado por micropoluentes no sistema de esgoto doméstico 
O esgoto doméstico é constituído principalmente por matéria orgânica biodegradável 
originária de alimentos (proteínas, carboidratos e lipídeos) – que representa de 60% a 80% da 
DBO total do esgoto bruto. Os detergentes e sabões também são importantes e estão presentes 
em concentrações que variam de 7 a 12 mg/L de LAS, representando de 4 a 6% da DQO 
filtrada do esgoto. Contudo o esgoto contém ainda uma diversidade de outros contaminantes 
orgânicos, presentes em menores concentrações, como resíduos de fármacos excretados, e 
ingredientes provenientes de produtos de limpeza e de higiene pessoal (LEITE, 2008). 
Recentemente, outra classe de micropoluentes comumente chamados de interferentes 
endócrinos, disruptores endócrinos ou ainda agentes hormonalmente ativos, tem ganhado a 
 98 
atenção da comunidade científica, pelos prejuízos que causam ou podem causar para o bem 
estar do homem e do meio ambiente (GHISELLI, 2006) 
Pesquisadores do mundo todo têm observado que alguns contaminantes presentes nos 
esgotos sanitários em concentrações da ordem de microgramas por litro (µg/L) ou 
nanogramas por litro (ng/L) exercem efeitos tóxicos sobre animais silvestres e têm o potencial 
de afetar adversamente a saúde humana. Esses contaminantes, definidos usualmente como 
micropoluentes (ou microcontaminantes), alusão à reduzida concentração em que se 
encontram no ambiente, apresentam grande diversidade de natureza química, e provém das 
mais variadas fontes, tais como fármacos de uso humano (LEE et al., 2005; RADJENOVIC et 
al., 2007, VASSKOG et al., 2006) ou animal (DAUGHTON e TERNES, 1999) e produtos de 
limpeza e de higiene pessoal (AGÜERA et al., 2003; CARBALLA et al. 2004; CARBALLA 
et al., 2005), os quais são introduzidos no meio ambiente via esgoto doméstico, seja ele 
tratado ou não. 
Uma vez que a remoção desses micropoluentes não é completa nos sistemas de 
tratamento, eles atingem os corpos receptores, acarretando diversos problemas ambientais. 
Além da contaminação dos recursos hídricos, microorganismos patógenos, como bactérias, 
podem adquirir resistência a fármacos –principalmente antibióticos– com os quais entram em 
contato no meio ambiente, através de alterações e adaptações de seu material genético 
(LEITE, 2008). Quando utilizado para a eliminação de patógenos em um organismo, a 
eficiência do medicamento será reduzida. 
 
5.1.2.1 – Produtos de limpeza ou cosméticos 
Os produtos de limpeza, como detergentes, sabões e desinfetantes, contêm em suas 
formulações, centenas de diferentes substâncias, como agentes tensoativos, fragrâncias e 
microbicidas. Os surfactantes são substâncias presentes, principalmente, nas formulações de 
detergentes e sabões. A degradação incompleta dessas substâncias gera metabólitos passíveis 
de interferir no funcionamento normal do sistema endócrino de animais (NIMROD e 
BENSON, 1996; BECK et al., 2005). 
Fragrâncias, desinfetantes, fungicidas e essências, dentre tantas outras, apresentam 
características bioativas e, quando descartadas no sistema coletor de esgoto doméstico, são 
transportadas às estações de tratamento de efluente. Durante o tratamento, vários deles não 
 99 
são mineralizados (degradação completa a gás carbônico e água), não são degradados ou 
sofrem degradação parcial e, por isso, sua presença é detectada em corpos d’água receptores 
(LEITE, 2008). 
Substâncias presentes em cosméticos que por sua similaridade química com a de 
substâncias reconhecidamente perigosas, ou pela possibilidade da conversão delas em 
compostos tóxicos também representam um risco em potencial para o meio ambiente. O 
triclosan, agente microbicida presente em xampus, dentifrícios e outros itens de higiene 
pessoal, é um policlorofenoxifenol, de estrutura semelhante dibenzo-p-dioxinas policloradas 
(PCDDs) e dibenzofuranos policlorados (PCDFs), que é associado a efeitos tóxicos em algas 
e é apontado por alguns pesquisadores como precursor da formação de várias dioxinas no 
meio ambiente (AGÜERA et al., 2003, KANETOSHI et al., 1988). Segundo Kanetoshi et al. 
(1988), o triclosan pode ser considerado um dos precursores de PCDDs, e Orvos et al. (2002) 
se referem a esse composto como tóxico para algas. Outro antimicrobiano de aplicação 
diversificada é o bifenilol, usado na confecção de desinfetantes, fungicidas, preservativos, e 
intermediário para a fabricação de corantes. 
Segundo Agüera et al. (2003), o triclosan e o bifenilol podem sofrer ação da radiação 
ou calor, e serem conseqüentemente convertidos em dioxinas e bisfenóis policlorados 
hidroxilados (OH-PCBs), substâncias que apresentam alto grau de toxicidade. 
Dos constituintes de produtos de limpeza os mais importantes são os agentes 
tensoativos ou surfactantes. Tais compostos apresentam uma parte hidrofílica e outra 
hidrofóbica, conferindo, de forma simultânea, afinidade por gorduras e pela água. Essa classe 
de compostos orgânicos é, em todo mundo, uma das mais sintetizadas, e está presente em 
vários produtos rotineiramente usados nos lares, como detergentes, sabões e afins 
(GONZÁLEZ et al., 2004). Também são amplamente empregados em produtos com funções 
higiênicas de cunho doméstico (TAVARES, 2008). Os surfactantes sintéticos podem ser 
classificados em aniônicos, catiônicos, não-iônicos, de acordo com a carga suportada pela 
estrutura hidrofílica. No entanto, no âmbito ambiental, os mais importantes são os aniônicos e 
os não-iônicos. 
Um grupo de surfactante aniônico, os alquilbenzeno-sulfonados de cadeia linear 
(LAS), merece atenção especial. Essas substâncias estão presentes em amostras de água e 
solo, uma vez que são os surfactantes aniônicos mais amplamente utilizados - 41% do total de 
surfactantes aniônicos produzidos no mundo são LAS. (GONZÁLES et al., 2004; 
 100 
TAVARES, 2008). Em todo o mundo, o consumo de LAS passa das 3,0 milhões de toneladas 
anuais, das quais apenas para a América do Sul, se destinaram cerca de 9% desse montante 
(TAVARES, 2008). 
A remoção desse surfactante se inicia na rede coletora de esgotos, por ação metabólica 
dos microorganismos ativos no esgoto, adsorção em sólidos e precipitação, na forma de sais 
de cálcio. Cerca de 50% a 60% do LAS consumido nos domicílios pode ser degradado ainda 
na rede coletora, dependendo de sua extensão, tempo de residência e atividade dos 
microorganismos presentes. A digestão anaeróbia, principal mecanismo para o tratamento do 
lodo gerado em sistemas biológicos, não degrada eficientemente os LAS. Sendo assim, o lodo 
é uma importante fonte de contaminação ambiental por LAS, permanecendo estes,intactos no 
meio ambiente durante vários anos, quando tratados apenas anaerobiamente (BERNA et al., 
1988). 
Outro importante grupo de surfactantes são os alquilfenóis polietoxilados (APEOn). 
Encaixam-se, na classe dos surfactantes não-iônicos, e são amplamente utilizados em vários 
produtos de utilização comercial e industrial, como detergentes, emulsificantes, agentes 
dispersantes e solubilizantes (CHEN et al., 2005). Os APEOn dão origem a compostos como 
o 4-nonilfenol e o 4-octilfenol, os quais apresentam estruturas químicas características 
capazes de interferir nos sistemas endócrinos de alguns animais (ex. peixes e anfíbios) 
(MOREIRA, 2008). Conforme salienta Beck et al., (2005), mesmo em baixas concentrações, 
da ordem de nanogramas por litro, alguns subprodutos da degradação de surfactantes podem 
promover a hermafroditização de peixes e anfíbios, além de diminuição da capacidade de 
reprodução e potencial indução de câncer de próstata e mama em seres humanos (NIMROD e 
BENSON, 1996). 
Problemas, já relatados pela literatura, causados pela presença dessas substâncias no 
meio ambiente incluem o aumento do câncer de mama na população feminina, anormalidades 
na formação do sistema reprodutivo humano e várias expressões de desordens na vida 
selvagem, como hermafroditismo, feminização e diminuição da fertilidade (FARRÉ et al., 
2007). Esse efeito também é perceptível quando outros grupos de poluentes orgânicos, como 
estrógenos (LUCKACHKO, 1999; LAGANÀ et al., 2004), estrógenos sintéticos (REIS et al., 
2006), pesticidas e plastificantes, estão presentes no ambiente (FARRÉ et al., 2007). 
 
 101 
5.1.2.2 – Fármacos 
Os fármacos são concebidos para atuar no nível bioquímico, afetando as funções 
fisiológicas dos sistemas biológicos em seres humanos e animais. Sua aplicação se dá de 
forma dosada, com prescrição médica que garanta eficiência e a eliminação da dose 
excedente, a qual se dá através da excreção pela urina e fezes. Sua disseminação no meio 
ambiente se dá principalmente através do efluente de ETE ou por cargas difusas oriundas de 
áreas com manejo de animais (gado, piscicultura, entre outros). As plantas de ETE e ETA não 
foram projetadas para a remoção destas substâncias embora tal fato possa ocorrer, 
dependendo do tipo de substância em questão. Embora ocorram estudos quanto à 
farmacocinética e a farmacodinâmica destes produtos antes dos mesmos serem 
comercializados, em geral não são realizados testes ecotoxicológicos. Dentro de uma 
perspectiva ecotoxicológica, a concentração em que estes compostos ocorrem no meio 
ambiente, em geral ínfimas, não é o mais importante. A importância ocorre ao se considerar 
se estes apresentam alguma atividade biológica, o tempo de exposição e sua persistência no 
meio ambiente (JEMBA, 2006; REIS FILHO, 2006). 
Várias classes de drogas, receitadas ou não pelos profissionais da área de saúde, 
incluindo antiinflamatórios, antiepilépticos, ß-bloqueadores e antibióticos são despejados nos 
sistemas de tratamento de esgotos dos centros urbanos, via excreção humana, via processos de 
manufatura da indústria farmacêutica e também via disposição de produtos não usados ou 
com o prazo de validade expirado (PETROVIC et al., 2006). Como exemplos de drogas 
comumente encontradas no meio-ambiente podem ser citados o diclofenaco, fluoxetina e 
claritromicina, usados como analgésico, antidepressivo e antibiótico, respectivamente. A 
figura 1 mostra as principais rotas de fármacos no meio ambiente. 
 
 102 
 
Figura 5.1. Possíveis rotas de fármacos do meio ambiente. 
Fonte: Billa e Dezzoti (2003) 
 
A degradação desses fármacos é, muitas vezes, incompleta e ineficiente, e os efluentes 
são lançados nos corpos receptores, contaminando o meio ambiente aquático (BILA e 
DEZOTTI, 2003). Como substâncias biologicamente ativas, a presença das mesmas no 
ambiente aquático significa um grande risco para a saúde humana, vegetal e animal (LEE et 
al., 2005, FARRÉ et al., 2007). 
Além da dificuldade de depuração, a situação dos fármacos no meio ambiente tende a 
aumentar devido ao seu crescente uso pela população. Segundo Vasskog et al. (2006) a 
concentração de antidepressivos apresenta esta cada vez maior nos sistemas de tratamento. Na 
Noruega, o consumo dessas substâncias aumentou em 320% na última década, crescimento 
esse que também é percebido em toda a Europa. 
Apesar dos efeitos à saúde provocados pelo consumo de fármacos via ingestão de água 
potável contaminada ainda não estarem completamente elucidados, o princípio da precaução 
estabelece que tais substâncias devam estar ausentes da água distribuída para a população 
(KIMURA et al., 2004). A exposição de seres a contraceptivos lançados em corpos receptores 
gera anomalias e deterioração em seus sistemas reprodutivos, até mesmo a feminização de 
peixes machos (DAMSTRA et al., 2002). Folmar et al. (2000) relatam que, dependendo do 
tempo e dose que foram expostos, essas substâncias promovem câncer de mama, testículo e 
 103 
próstata, ovários policísticos, redução da fertilidade masculina e alterações na produção de 
ovos. 
Jørgensen et al. (2000) relatam que a presença dos antibióticos no meio ambiente 
promove a resistência bacteriana às próprias drogas, principalmente quando expostas a baixas 
concentrações e durante tempo prolongado. Diversos estudos foram conduzidos e constataram 
o desenvolvimento de colônias bacterianas resistentes a antibióticos em hospitais (KOLÁR et 
al., 2001), águas de subsolo (MCKEON et al., 1995) e sedimentos marinhos (WU, 1995). 
 
5.1.2.3 – Interferentes endócrinos (IE) 
Mais recentemente um novo efeito deletério vem sendo atribuído a algumas 
substâncias: a de causar interferência no sistema endócrino de humanos e animais, afetando a 
saúde, o desenvolvimento e a reprodução. Estas substâncias são conhecidas por diversos 
nomes, tais como Interferentes Endócrinos (IE), desreguladores endócrinos ou hormônios 
ambientais (SILVA, 2009). 
As ETE’s são uma possível fonte de IE para o meio ambiente, descarregando-os 
diretamente nos corpos d’água superficiais caso o processo não seja eficiente para sua 
remoção. Os processos de tratamentos chamados convencionais não foram desenvolvidos para 
remover alguns elementos traços, e sim para a estabilização dos esgotos, clarificação, 
desinfecção e remoção de nutrientes em geral (OLIVEIRA e VON SPERLING, 2005). 
Observa-se que no Brasil e no mundo uma boa parte dos processos de tratamento de esgoto se 
dá por lodos ativados, o qual, quando bem operado, pode apresentar uma significativa 
capacidade de remoção para vários IE (HEMMING et. al., 2004; TESKE e ARNOLD, 2008). 
Os efeitos de efluentes de ETE doméstico são em geral associados à presença de 
estrogenicidade, principalmente devido à ação de estrógenos. No entanto, Leusch et al., 
(2006) detectaram a presença de androgenicidade em várias das 15 ETE’s avaliadas, na 
Austrália. Apenas uma apresentou potencial de estrogenicidade. 
Dorabawilla e Gupta (2005) realizaram testes para detecção de 17β- estradiol em 
amostras coletadas em vários pontos de rios, pontos estes localizados a montante e a jusante 
dos lançamentos de efluentes de ETE’s (cerca de 1 km de distância), além de alguns açudes e 
de algumas amostras coletadas na baía, no estado de Maryland, EUA. As concentrações 
variaram entre 1,9 ± 0,4 até 2,0 ± 0,9 ng/L nos pontos a montante da ETE, e entre 2,3 ± 0,1 a 
 104 
6,0 ± 0,6 ng/L nos pontos a jusante da ETE. Nos açudes, as concentrações variaram entre 1,7 
± 0,9 a 7,6 ± 2,1 ng/L. Nos pontos de entrada das ETE’s as concentrações variaram entre 18,9 
± 2,7 a 71,2 ± 1,5 ng/L, e entre 6,5 ± 0,3 a 53,1 ± 1,7 ng/L. Estas concentrações foram 
consideradas altas pelos autores para as amostras dos rios, já que segundo os mesmos 1 ng/L 
de 17β- estradiol seria o suficiente para induzir estrogenicidade em organismos aquáticos. É 
importante considerarque os pontos de açude encontravam-se relativamente protegidos, sem 
influência de lançamentos de ETE’s ou de cargas difusas provenientes da agricultura e, 
mesmo assim, apresentaram concentração de 1,7 a 2,3 ng/L de 17β- estradiol. 
Os IE englobam uma variedade de classes químicas, incluindo hormônios naturais e 
sintéticos, constituintes de plantas, pesticidas, compostos usados na indústria de plásticos e 
em produtos de consumo, outros subprodutos industriais e poluentes, amplamente inseridos 
no cotidiano da sociedade moderna (IPCS, 2002; NOGUEIRA, 2003). 
Alguns exemplos dos Interferentes Endócrinos e suas possíveis fontes são apresentados na 
listagem a seguir (NOGUEIRA, 2003; MARANGHI et al., 2007): 
• Ftalatos: usados na fabricação de plásticos e outros polímeros; 
• Fenóis: surfactantes usados como detergentes e componentes constituintes de resinas; 
• Hidrocarbonetos policíclicos aromáticos: provenientes de fontes naturais como 
erupções vulcânicas, incêndios, etc. e de fontes antropogênicas como da queima de 
combustíveis fósseis e incineração de resíduos; 
• Bifenilas policloradas (PCBs) e dioxinas: grupo de compostos que genericamente 
estão associados e têm origem em diversos processos industriais ou resultam como 
subprodutos da co-incineração; 
• Pesticidas e biocidas: incluem-se diversos tipos de compostos muito utilizados 
especialmente na agricultura: organoclorados, organofosforados, propionamidas, 
triazinícos e organometálicos; 
• Produtos naturais (fitoestrógenos): com ocorrência em diversos tipos de plantas, como 
por exemplo, a soja; 
• Hormônios sintéticos (fármacos): componentes constituintes da pílula 
anticoncepcional (exemplo etinilestradiol) que são excretados na urina numa forma 
conjugada e inativa. 
Os IE econtram-se amplamente disseminados no meio ambiente, dadas as suas 
características físico-químicas e as suas origens, tanto difusas quanto pontuais, sendo possível 
 105 
detectá-los em praticamente todas as matrizes ambientais, tais como solo, recursos hídricos, 
sedimentos e ar (REIS FILHO et al., 2006; BILA e DEZOTTI, 2007; GHISELLI e JARDIM, 
2007). Também podem ser propagados através da cadeia alimentar, dadas as características 
que algumas destas substâncias apresentam de biomagnificação. No mundo todo esta nova 
classe de substâncias e seus efeitos deletérios na saúde ambiental vêm sendo discutidos e 
estudados há algum tempo. 
Em 2000 o Scientific Committee on Toxicity, Ecotoxicity and the Environment 
(CSTEE) estabeleceu uma lista prioritária de substâncias com potencial capacidade de 
interferir no sistema endócrino. 553 substâncias foram inicialmente elencadas, das quais 118 
foram apresentaram evidências ou potencial de interferência endócrina. Destas, nove não 
eram nem ao menos citadas em legislações européias quanto a qualquer restrição de uso. 
Dadas as lacunas de conhecimento existentes à época quanto aos mecanismos de ação destas 
substâncias, relação dose-resposta, persistência no meio ambiente, entre outras, requisitou-se 
a elaboração de dois relatórios. O primeiro estudou doze substâncias, nove sintéticas, dois 
hormônios naturais e um sintético; e outro relatório para 435 substâncias, para obtenção de 
dados quanto ao volume de produção, situação legal e persistência, visando decidir ações 
prioritárias sobre os mesmos. Após a elaboração destes estudos, o relatório da CSTEE (2003) 
avalia que para uma das substâncias sintéticas (2,4 diclorofenol) e os três hormônios (estrona, 
estradiol e etinilestradiol) alguns dados estavam errados e os testes realizados foram 
limitados, em especial para os testes in vitro. Nota-se, portanto, que existe um número 
razoável de substâncias sob suspeita de apresentarem efeitos deletérios no sistema endócrino. 
Na literatura científica atual e de algumas décadas atrás é possível verificar evidências de 
relação causal entre alterações da reprodução e do desenvolvimento de várias espécies 
animais com a exposição destes a IE, chegando a ser registradas alterações de número de 
populações em determinados locais, conforme apresentado de forma sucinta a seguir: 
• Efeitos adversos ao sistema endócrino de espécies expostas ao tributil-estanho. 
Declínio ou extinção de populações locais em todo o mundo, em especial nas zonas 
costeiras da Europa e Mar do Norte (COM, 1999; MARTIN-SKILTON et al., 2006); 
• Efeitos androgênicos ocasionados por produtos químicos (ARAKI et al., 2005); 
• Diminuição da espessura da casca do ovo das aves e alteração reprodutiva e grave 
declínio da população de várias espécies de aves de rapina, na Europa e América do 
Norte, causados pelo DDE. Aparecimento de características hermafroditas em machos 
 106 
da gaivota ocidental, expostas ao DDT fase de desenvolvimento (COM, 1999; 
BEARD, 2006). 
• Na Inglaterra, efeitos nos órgãos reprodutores de peixes, sobretudo em locais 
próximos a efluentes de ETEs, em águas doces, estuários e zonas costeiras, causados 
por estrógenos (IPCS, 2002); 
• A foca cinzenta e anelada do Mar Báltico e a foca comum do Mar de Wadden tiveram 
a reprodução e o sistema imunológico alterado, declínio da população e mortalidade 
em massa devido a infecções por morbillivirus, por exposição a PCB (COM, 2003); 
• Crocodilos tiveram o desenvolvimento e os órgãos sexuais alterados, na Flórida, EUA, 
devido a um despejo de pesticidas, em especial DDT (COM, 2003); 
• Feminilização de peixes devido à presença de IE na água (CHRISTIANSEN et. al., 
2002; SOLÉ et al., 2002; SOLÉ et. al., 2003a; SOLE et. al., 2003b). Contrariamente a 
vários trabalhos que apontam para a tendência da feminilização dos peixes presentes 
em locais próximos a descargas de ETEs, Rempel et al., (2006) detectaram uma maior 
quantidade de peixes machos na maior parte do tempo de monitoramento realizado no 
distrito de Orange County, Califórnia. O estudo foi realizado entre os anos de 1998 a 
2005, e em 11 dos 16 anos ocorreu o registro de um número maior de peixes machos 
em comparação ao número de fêmeas. A concentração de Vitelogenina (Vtg) no 
plasma do sangue destes peixes machos se encontrava muito próxima ao limite de 
detecção. Foi constatada uma correlação entre as concentrações de E2 e danos 
detectados no DNA do esperma dos peixes coletados próximos ao efluente da ETE. 
Ressalte-se que a presença desta substância não se correlacionou diretamente com a 
detecção de estrogenicidade obtida através dos testes in vivo. Resultados negativos 
para efeitos estrogênicos em peixes capturados próximos a ETE com tratamento 
convencional têm sido reportados na literatura científica, demonstrando que alguns 
processos de tratamento podem ter sucesso na remoção de IE ou o afluente pode não 
conter IE a ser biodisponibilizados no meio ambiente (CARBALLO et al., 2005; 
BROOKS et al., 2003). 
• Estudos feitos em laboratório com animais expostos a diversas substâncias 
consideradas IEs têm demonstrado malformações congênitas, diminuição da 
fertilidade, alterações na espermatogênese, entre outras disfunções (ZOU e 
FINGERMAN, 1997; TAKEMURA e KIM, 2001; HSU et, al., 2004; 
MCALLISTTER e KIME, 2003; DENSLOW et al., 2004; LEE et al., 2004; LIND et 
 107 
al., 2004; NEWBOLD et. al., 2004; SCHOLZ et. al., 2004; STOKESA et. al., 2004; 
VAN DEN BELT et. al., 2004; MA et. al., 2005; MARANGHI et al., 2007); 
• Diminuição no número de espermatozóides em homens, diminuição do número de 
meninos nascidos em relação a meninas, dentre outras. (PETRELLI e MANTOVANI, 
2002; RITTLER e CASTILLA, 2002; TOPPARI et. al., 2002; BIANCA et. al., 2003; 
EERTMANS et. al., 2003; VIRTANEN et al., 2005). 
 
Alguns estudos realizados no Brasil demonstraram a presença de alguns tipos de IE 
em efluente de ETE. O trabalho feito por Terners et. al., (1999) evidenciou que a ETE da 
Penha, no Rio de Janeiro, apresentou uma capacidade média de remoção de estrona de 67%, 
para o efluente final tratado através de filtrobiológico, e 83% para o processo de lodos 
ativados. No caso do 17 - estradiol, para ambos os processos, a taxa de remoção ficou entre 
92% e 99,9%, respectivamente, confirmando que o processo de lodos ativados possui melhor 
capacidade de remoção. A concentração destes estrógenos no afluente da ETE era em média 
entre 0,021 µg/L até 0,040 µg/L. No entanto os autores não realizaram testes que visassem à 
avaliação do impacto da atividade estrogênica em um organismo vivo (testes in vivo). 
Ghiselli (2006) apresentou resultados de eficiência de remoção de vários IE e 
fármacos em uma ETE de Campinas, São Paulo, a qual possui processo por lodos ativados, 
aeração prolongada e uma DBO5 no efluente final inferior a 10 mg/L. Verifica-se que a 
capacidade de remoção para 17 - estradiol, estrona e etinilestradiol é de 14,5%, 16,9% e 
13,3% respectivamente. 
Estes resultados não são compatíveis com os encontrados em outros trabalhos para 
sistemas de tratamento similares, cujas remoções variaram de 78% a 99,8% para as mesmas 
substâncias (BILA e DEZOTTI, 2007). Além destas substâncias, outras consideradas IE pela 
literatura também foram detectadas neste trabalho realizado por Ghiselli (2006), as quais 
citamos a seguir com suas respectivas percentagens de remoção: 4-nonilfenol – 25,7%; 
Dibutilftalato – 88,5%; Bisfenol A – 7,9%; progesterona – 17,9%. 
 
5.1.3. Assoreamento 
A liberação de sólidos, principalmente os inorgânicos, através do efluente pode levar 
ao assoreamento do corpo hídrico receptor. Segundo o DAEE (1999), foram despejado 
 108 
grandes quantidades de efluentes de origem doméstica e industrial nos cursos d’água do 
Estado de São Paulo, neste a carga poluidora inorgânica potencial e remanescente é de, 
respectivamente, 13.552 e 1.572 t ano-1. 
Segundo os estudos de Vanzela et. al., 2005, após o lançamento de esgoto, mesmo 
durante o período seco do ano, a água e os sedimentos provenientes do efluente, contribuem 
constantemente com vazão e sedimentos para o córrego. Sendo assim, mesmo no período de 
baixas vazões, a carga sólida tende a continuar alta, provocando discrepâncias entre os valores 
normais de vazão e descarga sólida total. 
O assoreamento de corpos hídricos afeta o meio ambiente de várias formas, dentre as 
quais podemos destacar: 
Inundações devido à diminuição das vazões de escoamento e dos volumes de 
armazenamento de acúmulo de água, nos casos de chuvas. 
Aumento da turbidez da água, o que reduz a sua transparência, acarretando a redução 
da atividade fotossintética. A redução da fotossíntese promove a redução da quantidade de 
oxigênio dissolvido, o que gera impactos sobre a vida aquática (MOTA, 1997). De um modo 
geral, pode-se dizer que ocorre a redução do número de espécies e do número de organismos 
que vivem no meio afetado (CONNELL e MILLER, 1984). 
Quando a deposição de sedimentos excede o transporte dos mesmos, depósitos de 
sedimentos finos podem cobrir o cascalho do fundo, local onde muitos organismos encontram 
alimento e utilizam como habitat para reprodução. Essas partículas finas podem preencher as 
fendas do fundo, cobrindo as rochas e fragmentos de madeira onde muitos peixes vivem e 
alimentam-se (ROSEBOOM et al., 1983 in National Research Council, 1992). 
Estudos realizados com populações de salmonídeos mostraram que quando a 
quantidade de sedimento fino sobre as desovas destes peixes excede 20 a 30% por volume, a 
sobrevivência dos embriões declina, além disso, o tamanho das populações foi inversamente 
proporcional ao conteúdo de sedimento fino no substrato (RINNE e MEDINA, 1989). 
Algumas espécies de peixes de regiões temperadas exsudam um muco que protege suas 
nadadeiras e brânquias, retendo e limpando continuamente a superfície de seus corpos. Porém, 
este mecanismo protetor requer energia metabólica e constitui um stress para estes peixes, 
podendo reduzir também a habilidade de procura de alimento. Assim, a longo prazo o efeito 
crônico do sedimento em suspensão muda a composição da fauna íctica de um corpo d’água 
 109 
através da produção de taxas basais diferenciais de reprodução em diferentes espécies, em 
função da mudança dos habitats e do suplemento alimentar (National Research Council, 
1992). 
O assoreamento espacial e temporal em larga escala, pode causar a extinção de 
espécies de peixes que dependem diretamente do substrato de fundo para reprodução e 
alimentação, além de espécies nectônicas que dependem de um mínimo volume de água para 
forrageamento (CASATTI, 2004). 
 
5.1.4. Eutrofização 
A eutrofização dos corpos aquáticos consiste no crescimento excessivo de algas e 
plantas no ambiente aquático (BARCELLOS, 1986), acarretando significativo consumo de 
oxigênio dissolvido. A eutrofização é causada principalmente pela presença excessiva de 
nitrogênio e fósforo. 
Hoje em dia a eutrofização é considerada uma das maiores ameaças para os 
ecossistemas costeiros (GOLDBERG, 1995), levando a uma redução da biodiversidade 
aquática, um crescimento desordenado dos produtores primários, e as taxas de respiração 
aumentar em resposta à rápida produção de matéria orgânica (ESTEVES, 1998; JÚNIOR et 
al., 2006, PEREIRA et al., 2005). A entrada de nutrientes no oceano costeiro é um problema 
ambiental crescente, uma vez que triplicou entre os anos 1970 e 1990 (SMITH et al., 2003). 
As estações de tratamento de esgotos são focos pontuais de nitrogênio e fósforo, os 
quais entram como soluto no meio líquido e por reações químicas se transformam, tanto na 
coluna de água como nos sedimentos, em sua forma solúvel, tornando-se rapidamente 
assimiláveis para o desenvolvimento e a diversificação de plantas aquáticas. Outros focos 
pontuais importantes são as descargas industriais e atividades agropastoris, como por 
exemplo, as unidades para a criação de animais confinados (UNEP/IETC, 2001). 
Os focos não pontuais ou difusos incluem a descarga direta de esgoto de fontes 
domésticas, não ligadas às estações de tratamento e que eventualmente chegam aos corpos 
hídricos; o escoamento superficial e a lixiviação de fertilizantes, ricos em nitrogênio e fósforo, 
aplicados em áreas agrícolas ou de silvicultura (UNEP/IETC, 2001). 
 110 
A hipótese de que efluentes urbanos tratados (no caso, através de um sistema de lodo 
ativado) causam alterações na qualidade de água de ambientes aquáticos foi investigada no 
Arroio Vieira, Rio Grande, RS, por Santos et, al., 2008. Segundo o autor, amostras de água 
foram coletadas a montante e a jusante dos emissários de uma estação de tratamento de esgoto 
(ETE). Oxigênio, material em suspensão e pH não variaram espacialmente. Já os valores para 
os nutrientes (nitrogênio e fósforo) e para a demanda bioquímica do oxigênio foram 
significativamente maiores a jusante dos efluentes. Mais a jusante, as concentrações de nitrato 
aumentam devido à nitrificação do nitrogênio amoniacal, remineralização da matéria orgânica 
e/ou ocorrência de outros aportes não identificados 
No sul do Brasil, a entrada antrópicas de nutrientes e sinais de eutrofização tem sido 
observada desde a década de 1980 (ALMEIDA et al., 1993; KANTIN e BAUMGARTEN, 
1981). As principais causas de contaminação são o uso de fertilizantes nas atividades 
agrícolas (SANTOS et al., 2004) e da descarga de esgotos urbanos não tratados 
(BAUMGARTEN et al., 1998; BAUMGARTEN et al., 1995; NIENCHESKI e WINDOM, 
1994). 
Portanto, a implementação de processos de tratamento de esgoto tem sido considerado 
uma solução fundamental para evitar a eutrofização. Parte do fósforo dos despejos é removida 
por incorporação no lodo biológico, e outra parte pode ser encontrada na forma solubilizada e 
em concentrações ainda bem elevadas nos efluentes das estações (CHÃO, 2006). 
 Apesar das Estações de Tratamento de Esgotos (ETE) não representarem a solução 
definitiva na retirada de nutrientes do efluente, o impacto da eutrofização teria sido pior, na 
ausênciade tratamento (RENOU et, al. 2008). 
A literatura é rica em estudos de casos que evidenciam os impactos negativos da 
eutrofização à saúde pública e ao meio ambiente (BRANCO, 1986; VON SPERLING, 1996; 
MAASDAM, 1998; MOSS, 1998; HOSPER, 1998; REEDERS et al., 1998; VAN DUI et al., 
1998; GONÇALVES et al., 2000; BEIRUTH, 2000; AGUJARO, 2002; CRUZ et.al., 2002; 
TUNDISI, 2005). Relacionam – se, a seguir, os principais: 
b) Devidos ao crescimento excessivo de plantas aquáticas, ocorre alguns prejuízos aos usos da 
água, tais como recreação e navegação; assoreamento; redução gradual do reservatório; 
cobertura da água, com conseqüente redução da penetração da luz solar; entupimento das 
canalizações e grades; produção de massas de matéria orgânica, cuja decomposição promove 
 111 
a redução do oxigênio dissolvido; aumento da evapotranspiração; danos às bombas e turbinas 
das usinas hidrelétricas (MOTA, 1997). 
A interferência de macrófitas ou do crescimento de algas sobre as condições 
operacionais, tais como o impedimento à navegação, paradas para desobstrução de 
equipamentos, grades e canais, merecem destaque. O crescimento de plantas aquáticas como o 
aguapé (Eichhornia crassipes), o “alface de água” (Pistia stratiotes) e outras relatadas na 
literatura (VON SPERLING, 1996; VELINI et al., 2002; TUNDISI, 2005) interfere na 
navegação, bloqueia canais e obstrui grades de sistemas de captação e proteção de turbinas. 
Alguns reservatórios já têm sua eficiência comprometida, como a de Americana, cuja área 
total infestada com plantas aquáticas era de 191 ha em junho de 2001, tendo sido constatado 
crescimento médio mensal de 2,27% (VELINI et al., 2002). Merece destaque também, pela 
magnitude dos impactos negativos, o caso da hidrelétrica de Jupiá, que em alguns meses do 
ano, precisa ter a operação interrompida por causa da obstrução das grades de proteção das 
turbinas por grandes massas de Egeria densa e Egeria najas, conforme relatado por Tanaka 
(1998) apud Velini et al., (2002). 
Maior dificuldade e elevação nos custos de tratamento de água, já que a presença 
excessiva de algas afeta substancialmente o tratamento de água, devido à necessidade de 
remoção da própria alga, remoção de cor, sabor e odor; maior consumo de produtos químicos, 
principalmente para águas de resfriamento e caldeiras; e problemas com entupimentos e 
lavagens mais freqüentes dos filtros; 
c) A eutrofização de sistemas aquáticos provoca aumento na produção de N2O. Seitzinger e 
Kroeze (1998) estimaram para 1990 uma emissão global de N2O de rios, estuários e 
plataformas continentais da ordem de 1,9 (0,9-9,0) Tg N ano-1, dos quais cerca de 90% foram 
atribuídos às atividades antrópicas, destacando-se o uso de fertilizantes, mas também o aporte 
atmosférico e a descarga de esgotos. A contribuição desses sistemas representa aproximada 
mente 25% da emissão global de N2O atribuída às atividades antrópicas (IPCC, 2001). 
Seitzinger e Kroeze (1998) prevêem para meados do século XXI um incremento na emissão 
global de N2O de rios, estuários e plataformas continentais, em relação a 1990, que atingiria 
aproximadamente 4,9 (1,3-13,0) Tg N ano-1. Deve-se ressaltar que a maior parte dos estudos 
relacionados às emissões de N2O em sistemas aquáticos costeiros e marinhos expressivamente 
influenciados por atividades humanas ocorrem no Hemisfério Norte (GUIMARÃES e 
MELLO, 2008). 
 112 
d) Segundo Agujaro (2002), os problemas desencadeados com a eutrofização dos corpos 
hídricos pelo lançamento de nutrientes, levam à proliferação e predominância de grupos algas 
tóxicos, como o das cianobactérias. 
O problema torna-se especialmente preocupante, em face da potencialidade de 
produção e liberação de substâncias tóxicas destes organismos ao meio, com graves 
conseqüências para o meio ambiente e à saúde pública. 
Algumas destas cianotoxinas ocasionam a morte de mamíferos por parada respiratória 
após poucos minutos de exposição, e têm sido identificadas como alcalóides ou 
organofosforados neurotóxicos. Outras atuam com menor velocidade e são identificadas como 
peptídeos ou alcalóides hepatotóxicos (CRUZ et al, 2002). Estas toxinas são de difícil 
remoção e por sua característica de persistência, podem estar presentes na água mesmo após 
tratamento, o que pode agravar seus efeitos crônicos, reduzindo a qualidade e as 
possibilidades de usos. 
A toxicidade das algas leva a mortandade de peixes de valor comercial e 
conseqüentemente causam problemas econômicos aos pescadores. 
Segundo Lorenzi (2004), existem muitos registros de intoxicação em populações 
humanas devido à exposição às toxinas de cianobactérias, porém, o primeiro registro mundial 
de envenenamento fatal em humanos ocorreu em fevereiro de 1996, no Hospital de Caruaru 
(PE), aonde mais de 60 pacientes vieram a falecer em um centro de hemodiálise, devido à 
contaminação da água por microcistina. A eutrofização também afeta o Índice de Proteção da 
Vida Aquática (IVA), não só por meio do índice de estado trófico, mas também através da 
toxicidade, a qual é detectada em florações de cianobactérias ou quando da aplicação de 
sulfato de cobre (LAMPARELLI, 2004). 
Os corpos d’água podem se recuperar da poluição, ou depurar-se, pela ação da própria 
natureza. O efluente, geralmente, pode ser lançado sem tratamento em um curso d'água, desde 
que a descarga poluidora não ultrapasse cerca de quarenta avos da vazão: um rio com 120 L/s 
de vazão pode receber, grosso modo, a descarga de 3 L/s de esgoto bruto, sem maiores 
conseqüências (São Paulo. Secretaria do meio ambiente. CETESB, 1988). 
Freqüentemente, os mananciais recebem cargas de efluentes muito elevadas para sua 
vazão e não conseguem se recuperar pela autodepuração, havendo a necessidade da depuração 
 113 
artificial ou tratamento do esgoto. O tratamento do efluente pode, inclusive, transformá-lo em 
água para diversos usos, como a irrigação, por exemplo. 
e) Impactos sócio-econômicos: problemas com o abastecimento de águas industriais, por 
elevação dos custos de tratamento, impelem a migração de indústrias e retraem o 
desenvolvimento de atividades econômicas, resultando em redução da capacidade de gerar e 
ampliar empregos; desvalorização imobiliária devido à perda do valor estético e turístico da 
região; 
f) Altas concentrações de matéria orgânica, necessitam de maiores quantidades de cloro na 
etapa de tratamento, as quais, podem produzir compostos carcinogênicos. 
 
5.2 - Poluição do solo 
 O solo deve ser considerado um recurso natural “não renovável”, uma vez que o 
tempo estimado para originar 1 cm de solo selvagem é entre 200 a 400 anos. A contaminação 
do solo é um grave problema ambiental, pois afeta não só o solo, mas também os lençóis 
freáticos, o ar e todas as formas de vida, podendo ainda estar na origem de diversos problemas 
de saúde (CASTELO-GRANDE e BARBOSA, 2003). 
 O solo é um componente muito característico na biosfera, não somente por ser uma 
fonte geoquímica de contaminantes, mas também por atuar como um tampão natural, 
controlando o transporte de elementos químicos e substâncias para a atmosfera, hidrosfera e 
biosfera. Os elementos-traço, originados de várias fontes, podem alcançar a superfície do solo 
e seu novo destino vai depender das propriedades químicas e físicas desse solo. Embora a 
química dos contaminantes do solo venha sendo, recentemente, muito estudada, o 
comportamento dos elementos-traço poluentes na biosfera ainda não está totalmente 
esclarecido (OLIVEIRA, 1998). 
 Os resíduos sólidos gerados ao longo das atividades de tratamento de esgoto em ETE 
são os principais responsáveis pela contaminação do solo. Na sua grande maioria, a 
contaminação ocorre no momento da destinação destes resíduos, que de maneira geral são os 
aterros sanitários. 
Os depósitos de resíduos sólidos, ou aterros sanitários são obras projetadas para a 
disposição dos resíduos, que ainda hoje,no Brasil, é a forma mais comum de destino da 
 114 
produção de resíduos gerados pela sociedade. A caracterização e avaliação da contaminação 
dos solos, causada pela emissão de poluentes orgânicos ou inorgânicos e gerada pelos 
resíduos depositados, são essenciais para o controle ambiental da área de implantação 
(HEITZMANN JUNIOR, 1999). 
É importante ressaltar que, em uma obra de disposição de resíduos, por mais rígidos 
que os critérios sejam sempre haverá o risco da contaminação do solo e/ou água e/ou ar por 
meio da emissão de poluentes resultantes da degradação desses resíduos. Estes poluentes 
podem ser orgânicos e inorgânicos, entre os mais comuns estão: a matéria orgânica e os 
metais pesados (cádmio, cromo, cobre, chumbo, mercúrio, zinco e ferro). Inúmeros 
pesquisadores, no mundo, relatam estudos a respeito da contaminação do solo na área de 
disposição de resíduos sólidos, entre eles Jucá et al., (1999), Krishna e Govil (2004), 
Shukurov et al., (2005) e Yauqun et al., (2005). 
 Além dos resíduos sólidos gerados ao longo do tratamento, e da sua conseqüente 
possibilidades de contaminação do solo, devemos levar em conta eventuais vazamentos de 
esgoto que ocorrem ao longo das tubulações, bombas, locais destinados as caçambas dos 
resíduos sólidos e locais de recebimento de caminhões limpa-fossa, quando este for o caso. 
 
5.2.1 – lodo 
O destino do lodo de esgoto constitui, hoje, um dos grandes problemas da sociedade 
moderna, especialmente nos grandes centros urbanos. A concentração da população e 
indústrias em grandes centros urbanos tem agravado de modo sensível a produção de 
resíduos, passando estes a constituírem-se, não somente de sobras alimentares, dejetos e 
resíduos da atividade agrícola, mas também de um complexo de produtos orgânicos e 
inorgânicos que passaram a se acumular em quantidades proporcionais ao crescimento 
urbano. Desta forma, a ação natural passou a não dar conta de reciclar os produtos lançados 
nos rios, oceanos, ar ou solo e estes passaram a causar um grande impacto ambiental, levando 
ao surgimento de uma prática ampla e sistemática de coleta comunitária, tratamento e 
disposição do lodo de esgoto (OLIVEIRA, 1998). 
Como resíduo do tratamento das águas residuais, o lodo representa uma aglomeração 
dos poluentes originalmente presentes nestas águas. Embora o volume de lodo nas águas 
residuais não seja extraordinariamente grande, o custo do transporte deste material é alto e sua 
 115 
disposição segura tem sido um assunto de grande preocupação. As alternativas para a 
disposição deste material tem sido: aplicação ao solo, despejo no mar, colocação em aterros 
sanitários e incineração. Com o aumento da pressão por parte da sociedade e legislações, em 
muitos países, o despejo deste resíduo no mar tem sido limitado. Somando-se ainda a redução 
de áreas disponíveis para a construção de aterros próximos às grandes cidades e os custos 
elevados na construção e operação de usinas para a incineração, constata-se, hoje, a existência 
de grandes pressões para a disposição do lodo de esgoto no solo (OLIVEIRA, 1998). 
Segundo estimativa de Niagru e Pacyna (1988), a produção mundial de lodo de esgoto 
está em torno de 20 x 109 t ano-1. Nos Estados Unidos são produzidos, anualmente, 5,3 
milhões de toneladas de matéria de lodo e quantidades equivalentes são produzidas nos países 
da Europa Ocidental (CHANG e DIAZ, 1994). Uma significativa porção do lodo produzido 
nos EUA e Europa Ocidental é aplicada ao solo. Em um relatório publicado em 1993, sobre a 
produção, uso e disposição de lodo de esgoto no Reino Unido, foi mencionado que a 
produção anual está na ordem de 1,0 milhão de toneladas (sólidos secos) dos quais 40% são 
espalhados em aproximadamente 0,3% das terras agrícolas. O restante é despejado no oceano 
(30%), aterrado (13%), incinerado (7%) e desviado para outros usos benéficos (6%). 
Em função da origem e do processo de obtenção utilizado, o lodo de esgoto apresenta 
uma composição muito variável, sendo, no entanto, um material essencialmente rico em 
matéria orgânica resistente (40-60%). Segundo Alloway e Jackson (1991), o lodo compreende 
um composto orgânico resistente (60% de matéria orgânica), contendo nitrogênio (3% de N), 
fósforo (2% de P2O5), outros macronutrientes (0,5% de K2O, 5% de CaO, 1,5% de MgO) e 
uma ampla faixa de micronutrientes. 
Segundo Jonson e Maia (2007), de acordo com os dados apresentados conclui-se que 
em decorrência da aplicação de lodo de esgoto, proveniente das estações de tratamento de 
Franca e Barueri, existe algum risco de ocorrência de efeitos adversos para a fauna aquática. 
O risco estaria relacionado à aplicação do lodo em regiões agrícolas próximas de 
compartimentos aquáticos, cujos efeitos se manifestariam a curto ou longo prazo para 
organismos zooplanctônicos e, conseqüentemente, para outros organismos da cadeia 
alimentar. Esse fenômeno estaria associado ao transporte do lodo para os referidos 
compartimentos, assim como de seus constituintes orgânicos ou inorgânicos com ação tóxica. 
Conclui-se também que os efeitos tóxicos do lodo de Barueri não devem ser atribuídos 
somente à presença de metais pesados já constatados nesse material, mas à presença de 
 116 
compostos orgânicos passíveis de serem extraídos pela acetona e que podem ter propriedades 
acumulativas. 
Para compreendermos os riscos à saúde pública e ao meio ambiente com a utilização 
do lodo de esgoto para reciclagem agrícola, deveremos identificar os cenários de exposição na 
avaliação de risco, apresentando os caminhos percorridos pelos poluentes do lodo de esgoto 
após sua aplicação no solo, como nos mostra a Tabela 5.4 principais via de exposição 
associadas à utilização do lodo de esgoto na agricultura. 
Tabela 5.4 - Principais vias de exposição ao ser humano associado à utilização do lodo de esgoto na agricultura. 
água superficial→ ser humano contaminação das águas/contaminação 
da fauna e flora das águas/contaminação do ser humano e animais. 
Água 
águas subterrâneas→ ser humano contaminação por ingestão (águas 
contaminadas por lixiviação). 
Animais/humanos contaminação por ingestão direta 
ser humano organismos do solo/lixiviação do nitrogênio/impactos nas 
propriedades do solo/infiltração do chorume (depósito)/metais pesados. 
planta→ ser humano toxicidade as plantas/contaminação das plantas. 
ser humano contaminação pelo manuseio, por ingestão 
ar → ser humano contaminação por inalação (volatilização). 
poeira → ser humano contaminação por inalação (manuseio dos 
implementos agrícolas). 
planta→ ser humano contaminação por ingestão dos vegetais. 
animais→ ser humano ingestão de produtos originados de animais que 
ingeriram o lodo de esgoto. 
Solo 
planta→ animais→ ser humano ingestão de produtos originados de 
animais que ingeriram o lodo de esgoto pelas plantas. 
Fonte: Adaptado de EPA,1991 
Ao longo do tratamento de esgotos, alguns componentes concentram-se em 
proporções variáveis no lodo. Da mesma forma que alguns componentes orgânicos e minerais 
conferem características benéficas ao lodo, outros podem ser indesejáveis do ponto de vista 
sanitário e ambiental. Estes podem ser agrupados da seguinte forma: 
• metais pesados; 
• microrganismos patogênicos; 
• poluentes orgânicos. 
 
 117 
5.2.1.1. Metais pesados 
Do ponto de vista ambiental, o metal pesado é aquele que, em determinadas 
concentrações e tempo de exposição, oferece risco à saúde humana e ao ambiente, 
prejudicando a atividade dos organismos vivos. Os principais elementos químicos 
enquadrados neste conceito são: Ag, As, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Sb, Se, e Zn. Tais 
elementos são encontrados naturalmente nos solos, porém em concentrações inferiores 
àquelas consideradas tóxicas aos seres vivos. 
Alguns deles são necessários a organismos vivos, como As, Co, Cr, Cu, Se, Zn, porém 
esta necessidade se restringe a doses pequenas, daí o conceitode micronutrientes, como Zn, 
Mg, Co e Fe. Acima de determinadas concentrações limites, estes elementos tornam-se 
tóxicos. 
Já elementos como Pb, Hg, Cd não existem naturalmente em nenhum organismo, 
sendo sua presença prejudicial em qualquer concentração. A Tabela 5.5 apresenta de forma 
resumida os distúrbios à saúde humana causados por alguns metais pesados (CESÁRIO 
SILVA et al., 2001). 
A presença de metais no esgoto está associada principalmente ao lançamento de 
despejos nas redes coletoras públicas por parte das indústrias de galvanoplastia, formulação 
de compostos orgânicos e inorgânicos, curtumes, farmacêutica, fundição, lavanderias, 
petróleo, e formulação de corantes e pigmentos. 
Os esgotos sanitários, dada a formação de CO2 e CH4 pela ação de microrganismos, 
constituem um ambiente redutor, determinando as formas de manifestação de seus 
componentes, em maior ou menor solubilidade, o que por sua vez define o grau de remoção 
de metais do efluente tratado e sua concentração no lodo. As limitações deste processo 
dependem da qualidade do esgoto bruto, do sistema de tratamento e da qualidade desejada 
para o efluente tratado. Assim através destes parâmetros, bem como de simulações na ETE, 
pode-se estabelecer limites de carga de poluentes, possibilitando avaliar a recepção de 
despejos industriais na rede coletora, sem prejuízo para o tratamento biológico da estação 
(SANTOS et al., 2004). 
Entretanto apesar de todo um procedimento técnico e formal aplicado ao recebimento 
de despejos industriais, o problema é extremamente agravado pelos lançamentos clandestinos 
(CESÁRIO SILVA et al., 2001). 
 118 
Tabela 5.5. Síntese dos efeitos sobre a saúde humana de alguns metais mais freqüentes no meio ambiente. 
Metais Efeitos sobre a saúde 
Alumínio Constipação intestinal, cólicas, osteoporose, raquitismo, doença Alzaimer e 
doença de Parkinson. 
Arsênio Transtornos gastrointestinais, espasmos músculos-viscerais, náuseas, diarréias e 
inflamações de boca e garganta. 
Bário Hipertensão arterial e doenças cardiovasculares. 
Cádmio Elevação da pressão sanguínea e aumento de tamanho do coração, queda de 
imunidade, aumento de próstata, anemia e osteoporose. 
Chumbo Irritabilidade e agressividade, dores de cabeça, sangramento gengival. Afeta o 
sangue, rins e sistema reprodutor. Agente teratogênico. 
Cromo Dermatite, úlceras cutâneas, inflamação nasal, câncer de pulmão. 
Mercúrio Depressão, fadiga, síndrome do pânico, descontrole motor, estomatite. 
Níquel Cancerígeno, dermatite de contato, gengivite, estomatite e osteoporose. 
Zinco Tosse, fraqueza, náusea e vomito. 
Adaptado de (www.rossetti.eti.br; www.greenpeace.org.br apud CESÁRIO SILVA et al., 2001). 
 
5.2.1.2. Microrganismos patogênicos 
Os cinco grupos de microrganismos patogênicos que podem estar presentes no lodo 
são: helmintos, protozoários, fungos, vírus e bactérias. Sua procedência pode ser humana ou 
animal. 
Seu risco à saúde humana e animal é devido à alta freqüência de parasitismo na 
população, ao longo tempo de sobrevivência de helmintos no meio externo, e à baixíssima 
dose infectante. 
O manuseio e o emprego de lodo de esgoto de origem doméstica, sem prévio 
tratamento de estabilização e higienização, podem possibilitar a infecção de homens e 
animais, pelos agentes patogênicos nele presentes, de forma direta, quer pela alimentação, 
quer por contato direto com o lodo, quer por inalação, e de forma indireta, através da água e 
de animais. O contato direto com o lodo e a inalação expõem a maior risco os trabalhadores 
de ETEs, distribuidores de lodo, agricultores, enfim trabalhadores que manipulem produtos 
líquidos, secos ou pastosos derivados do lodo (CESÁRIO SILVA et al., 2001). 
 119 
Quando o lodo não tratado é depositado, os microrganismos patogênicos ficam na 
superfície do solo e dos vegetais, e o seu tempo de sobrevivência varia conforme sua própria 
capacidade de sobrevivência, textura e pH do solo, incidência de luz solar, temperatura 
ambiente, método de aplicação do lodo no solo, capacidade de retenção de água, e fauna 
microbiana do solo (SANTOS et al., 2004). 
Os parasitas, cujos ovos (helmintos) e cistos (protozoários) podem ser encontrados nos 
lodos de esgoto, são listados na Tabela 5.6, bem como seus hospedeiros. 
A dose infectante é de apenas um ovo de helminto ou um cisto de protozoário para 
contaminar o hospedeiro. O tempo de sobrevivência de helmintos no solo pode variar de 
meses até 14 anos, e de 10 a 30 dias para protozoários (CESÁRIO SILVA et al., 2001). 
Tabela 5.6. Parasitas, cujos ovos (helmintos) e cistos (protozoários) podem ser encontrados nos lodos de esgoto. 
Grupo Parasita Hospedeiro 
Ascaris lumbricoides Homem 
Ascaris suum Suíno 
Ancylostoma duodemale Homem 
Necator americanus Homem 
Trichuris trichiara Homem 
Toxocara canis Cães, Homem 
Nematóides 
Trichostrongylus axei Bovinos, Eqüinos e Homem 
Taenis solium Homem, suínos 
Taenis saginata Homem, bovinos 
Hymenolepis nana Homem, artrópodes 
Hymenolepis diminuta Roedores, artrópodes 
Cestóides 
Echinococcus granulosus Cães, ovinos, homem 
Entamoeba histolytica Homem 
Giardia lamblia Cães, gatos, homem 
Toxoplasma gondi Gatos, homem, mamíferos e aves 
Balantidium coli Homem, suínos 
Protozoários 
Cryptosporidium Homem, bovinos 
 
Os principais grupos de bactérias entéricas patogênicas, que podem representar risco à 
saúde humana e animal, são listados na Tabela 5.7. Podem ter como origem a flora intestinal 
humana e animal, o solo, o ar e a água. 
Algumas bactérias persistem em animais infectados, os quais funcionam como 
reservatório. A dose mínima infectante é diferente entre os agentes patogênicos mas situa-se 
 120 
entre 10² - 106. O tempo de sobrevivência das bactérias no solo pode variar de 5 a 90 dias 
(CESÁRIO SILVA et al., 2001). 
Tabela 5.7. Bactérias presentes em lodo de esgoto de decantação primária. 
Organismo Doença Reservatório 
Salmonella paratyphi A,B,C Febre 
paratifóide 
Mamíferos (silvestres e domésticos), 
pássaros e tartarugas 
Salmonella typhi Febre tifóide Mamíferos, aves (silvestres e 
domésticos) 
Salmonella spp Salmonelose Bovinos e outros animais 
Shigella sonnei, S. flexneri, S. 
boydii, S. dysenteriae 
Disenteria 
Vibrio cholerae Cólera 
Yersinia enterocolitica Gastroenterite Mamíferos, aves (silvestres e 
domésticos) 
Campyilobacter jejuni Gastroenterite Animais domésticos 
Escherichia coli Gastroenterite Animais domésticos 
Leptospira spp Leptospirose Mamíferos (silvestres e domésticos), 
ratos 
Fonte: (EPA, 1992; ADEME, 1998 apud CESÁRIO SILVA et al., 2001). 
 
Os vírus patogênicos de origem doméstica encontrados no lodo são listados na Tabela 
5.8. A dose mínima infectante é da ordem de 10² vírus. O tempo de sobrevivência desses vírus 
no solo pode variar de 12 a 100 dias. (SANTOS et al., 2004). 
 
 
 
 
 
 
 121 
Tabela 5.8. Principais vírus entéricos encontrados em lodo de origem doméstica que podem afetar a saúde 
humana. 
Vírus Hospedeiro Doença 
Vírus hepatite A e E Hepatite infecciosas 
Rotavírus Gastroenterite 
Enterovírus Meningite, encefalite, doenças respiratórias 
Poliovírus Poliomelite 
Coxsackievirus Meningite, pneumonia 
Echovírus Meningite, paralisia 
Astrovírus Gastroenterite 
Calicivírus Gastroenterite 
Reovírus 
Homem 
Gastroenterite, infecções respiratórias 
Fonte: (ADEME, 1998 apud CESÁRIO SILVA et al., 2001). 
 
5.2.1.3. Poluentes orgânicos 
A preocupação com compostos orgânicos perigosos está associada ao potencial de 
carcinogenicidade, mutagenicidade, teratogenicidade e risco substancial à saúde humana. 
Sua presença em sistemas de abastecimento de água e esgotamento sanitário é 
relativamente recente, a as metodologias de análise não estão plenamente estabelecidas. Estas 
metodologias têm sido desenvolvidas e padronizadas para identificação qualitativa e 
quantitativa dos compostos orgânicos perigosos, subsidiando estudos de suaspropriedades, 
bem como de métodos de remoção (CESÁRIO SILVA et al., 2001). 
No Brasil, por falta de recursos humanos e materiais, nem mesmo as técnicas de 
identificação e quantificação já padronizadas foram assimiladas adequadamente. Além do 
mais, quanto ao destino final dos resíduos gerados nas ETEs, as normas brasileiras 
consideram apenas a presença de metais pesados e microrganismos patogênicos, 
negligenciando os poluentes orgânicos e conseqüentemente sua problemática (CESÁRIO 
SILVA et al., 2001). 
A maioria dos projetos de ETEs é concebida em termos de remoção de DBO, DQO, 
SS e organismos patogênicos, não mencionando a remoção de poluentes orgânicos perigosos. 
Estes compostos são biodegradados muito lentamente, persistindo no ambiente por 
longo período de tempo. Devido a sua característica de bioacumulação, após lançados em 
 122 
corpos d’água, eles podem penetrar na cadeia alimentar. Mesmo que alguns destes compostos 
não representem graves riscos à saúde, quando ingeridos, seus metabólitos podem ser mais 
tóxicos que os produtos originais. E há também o caráter sinergético: uma vez que os esgotos 
contêm mais de um poluente, o efeito combinado pode ser maior que a soma dos efeitos 
individuais. 
Além da presença de compostos orgânicos perigosos nos efluentes das ETEs que são 
lançados em corpos d’água, também é necessário atentar para seu comportamento dentro das 
ETEs e elevatórias. Vários poluentes perigosos são voláteis, podendo ser transferidos para a 
atmosfera nos tanques de aeração, equalização e decantadores, representando um risco 
potencial à saúde da população e dos operadores. Também podem ocorrer danos à integridade 
estrutural do sistema de coleta de esgotos, pois muitos compostos são corrosivos, inflamáveis 
e explosivos. E há poluentes que ficam adsorvidos, concentrando-se no floco biológico e 
podem causar inibição na digestão do lodo ou gerar lodo com características perigosas. 
(SANTOS et al., 2004). 
As principais fontes de compostos orgânicos são: indústria química, de plásticos, 
produtos mecânicos, farmacêuticas, formulação de pesticidas, ferro e aço, petróleo, 
lavanderias, postos de gasolina e indústrias da madeira (CESÁRIO SILVA et al., 2001). 
Os poluentes mais comuns nos efluentes industriais são: cianeto, fenol, cloreto de 
metileno, tolueno, etil benzeno, tricloroetileno, tetracloroetileno, clorofórmio, naftaleno, 
acroleína, xileno, cresóis, acetofenoma, anilina, acetato de etila, entre outros (CESÁRIO 
SILVA et al., 2001). 
A avaliação dos efeitos fisiológicos causados no homem é muito complexa, pois 
depende de cada indivíduo, vias de exposição, concentrações e características do poluente, 
aspectos sinérgicos, etc. Diante desta dificuldade de abordagem, mesmo dos principais 
compostos, a Tabela 5.9 resume alguns dados sobre três grupos de compostos. 
Características gerais de alguns grupos de compostos orgânicos e seus efeitos tóxicos. 
Adaptado de CESÁRIO SILVA et al., 2001. 
 
 
 
 123 
Tabela 5.9. Características gerais de alguns grupos de compostos orgânicos e seus efeitos tóxicos. 
Grupo de 
compostos 
Uso Dados gerais 
Afetam o sistema nervoso 
central e agem como 
depressores; 
Pode causar narcose e 
parada respiratória; 
Fadiga, náusea, cefaléia, 
depressão; 
Dermatites; 
Solventes 
orgânicos 
Utilizados como diluentes, dispersantes ou 
solubilizante. 
Perigo de explosão em 
locais confinados. 
Suspeita de efeitos no 
sistema reprodutivo; 
Bifenilos 
Policlorados 
(PCBs) 
Usados como fluidos de transferência de 
calor, fluidos hidráulicos, plastificantes, 
retardadores de chama e diluentes orgânicos. 
Suspeita de efeito 
carcinogênico 
Pesticidas Controle de pragas Efeito tóxico 
Adaptado de CESÁRIO SILVA et al., 2001. 
Inicialmente, hidrocarbonetos clorados, pesticidas e bifenilas policloradas eram os 
compostos mais estudados. Devido à aplicação de lodos no solo, outros compostos presentes 
nas ETEs passaram a receber maior atenção, pois representam riscos ao solo, plantas e águas. 
Entre eles estão os ésteres ftalatos (dietil, dibutil), tolueno, fenol, naftaleno, metanos clorados, 
etanos, benzenos, acrilonitrila e hidroquinona. Os dados, até então conhecidos, sugerem que a 
maioria dos traços orgânicos podem estar presentes nos lodos geralmente em concentrações 
inferiores a 10 mg/kg porém, uma contribuição industrial específica pode aumentar 
dramaticamente as concentrações (MORITA, 1993 apud CESÁRIO SILVA et al., 2001). 
 
5.3 - Poluição atmosférica 
A poluição atmosférica, mesmo apresentando concentrações abaixo dos níveis 
permitidos pelos órgãos competentes, tem afetado de forma significativa a vida dos seres 
terrestres e, embora o mecanismo biológico específico ainda esteja em estudo, diversos 
autores sustentam que a relação entre poluição atmosférica e efeitos deletérios na saúde da 
população é causal (DOCKERY e POPE, 1994; BRAGA, 1998) Em 1955, sensibilizado pelo 
 124 
episódio londrino, o congresso norte-americano liberou cerca de cinco milhões de dólares 
para a realização de estudos sobre o impacto da poluição atmosférica sobre a saúde e 
economia. 
Na Europa, em 1956, o parlamento inglês atribuiu às autoridades locais, o controle das 
áreas de maior risco de acúmulo de fumaça preta emitida pelas residências, obrigando a troca 
do sistema a carvão por eletricidade, gás ou óleo diesel. Posteriormente, surgiu o Clean Air 
Acts, que ampliou o controle de emissão de poluentes atmosféricos às indústrias (EPA, 2010). 
 Desde então, as evidências do impacto da poluição na saúde humana vêm sendo 
obtidas através de uma variedade de tipos de estudos epidemiológicos (corte transversal, 
coorte, observacionais, caso-controle) realizados em diferentes países, comprovando uma 
forte associação com o aumento da morbimortalidade cardiorrespiratória (DOMINICI et, al., 
2005; POPE et, al., 2004) especialmente nos grupos de indivíduos suscetíveis, como o dos 
idosos e crianças (BRAGA et, al., 2001, SALDIVA et, al.,1995), particularmente quando 
associados à exposição crônica (DOMINICI et, al., 2005; HOEK, 2002). Mais recentemente, 
tem sido demonstrada a persistência dessas associações também a baixas concentrações de 
poluentes (KATSOUYANNI, 2001; POPE et, al., 2006). Esse conhecimento tem influenciado 
o aperfeiçoamento das ações controladoras, principalmente, nos países desenvolvidos. 
Dentre os principais impactos ambientais atmosféricos gerados durante a operação de 
ETE, podemos destacar a geração de odores, geração de aerossóis que podem conter 
organismos patogênicos, liberação de gases do efeito estufa (GEE), mais precisamente o 
metano e o óxido nitroso e materiais particulados. 
 
5.3.1 - Geração de Odor 
Do ponto de vista de qualidade da atmosfera, os odores são, certamente, junto com as 
poeiras, os incômodos mais fortemente e imediatamente percebidos pelo público (BELLI 
FILHO, 1998). Em novembro de 1991, a Promotoria Pública do Meio Ambiente entrou com 
uma Ação Civil Pública Ambiental Cautelar (Processo no 318/91 da 2º Vara da Comarca de 
Pereira Barreto) contra a CESP por danos causados ao meio ambiente, estipulando multas e 
prazos para a solução de vários problemas apontados. Entre os danos ambientais apontados, 
destacava se o odor desagradável produzido e exalado pelo esgoto em todas as estações 
 125 
elevatórias, nas caixas de passagens em algumas regiões da cidade e dentro das residências 
(LILIAMTIS e MANCUSO, 2003). 
No trabalho feito por Silva (2007), os resultados obtidos demonstraram a relevância do 
impacto causado pela emissão de odor, pois 78% dos entrevistados queixaram-se de maus 
odores atribuídos à ETE local. Entre as conseqüências provocadas pela geração de odores, de 
acordo com os moradores, estão “a desvalorização de seus terrenos e a irritação”. Já com 
relação ao nível de incômodo entre os entrevistados, 22% disseram que o odor não incomoda, 
6% disseram queincomoda pouco, 33% afirmaram que incomoda, e 39% afirmaram que 
incomoda muito 
A percepção dos odores é totalmente subjetiva, variando consideravelmente de um 
indivíduo para outro, em função da sua condição física, percepção e educação olfativa 
(HERMIA, 1997). Além disso, é comum ter-se períodos de operação da ETE sem problemas 
de odores e períodos críticos que incomodam a vizinhança. É oportuno lembrar o papel dos 
ventos, que podem agravar ou minimizar esses problemas (MORAES et. al., 2000). 
De acordo com os autores Gostelow et al.. (2001b) a freqüência de exposição ao odor 
também influência a sensibilidade a sua recepção. Exposições demasiadamente prolongadas 
acarretam redução na sensibilidade, o que é conhecido por adaptação ou fadiga olfativa, 
enquanto que exposições intermitentes, contrariamente, causam elevação na sensibilidade. 
Isso se deve provavelmente a familiaridade adquirida com o odor particular, e o subseqüente 
aumento na habilidade de identificá-lo. Isso leva a uma maximização do impacto relativo ao 
odor em ETE próximas a vias por onde trafeguem uma grande quantidade de pessoas. 
Segundo Alves et al.,(2004), o gás sulfídrico formado pela anaerobiose em estações de 
tratamento, coletores e elevatórias, no Paraná, tem afetado toda a região em torno de algumas 
ETEs, gerando constantes reclamações da população que reside nessa região. Segundo o 
mesmo autor, entre os meses de setembro e novembro de 2003, no serviço de atendimento ao 
cliente da SANEPAR, foram constatadas 20 reclamações por maus odores em regiões 
periféricas às estações de tratamento de esgoto tipo RALF. 
O problema causado pela emissão de odores provenientes de estações de tratamento de 
esgotos (ETEs) também foi tratado por outros pesquisadores. Segundo Kaye e Jiang (2000), 
as reclamações a respeito de odor proveniente de estações de tratamento de esgotos situadas 
em áreas urbanas representam mais de 50% das denúncias ambientais encaminhadas pela 
 126 
população aos órgãos de controle ambiental em todo o mundo. Já para Silva (2007), no 
Distrito Federal, desde há alguns anos, as Estações de Tratamento de Esgotos de Brasília, na 
Asa Sul, na Asa Norte, e na cidade do Paranoá, apresentam problemas de emissão de odores 
para as comunidades vizinhas, tendo sido a causa de inúmeras reclamações públicas, inclusive 
pelo Ministério Público. 
É importante destacar que em muitas vezes o odor percebido pela população não é 
gerado diretamente no processo de tratamento da ETE, mas sim nas condições sépticas do 
corpo receptor que na condição de ausência de oxigênio, acabam funcionando como 
digestores anaeróbios na fase ácida. Exemplos típicos são o Rio Belém em Curitiba e os rios 
Pinheiro e Tietê, em São Paulo (ALVES et al.,2004). 
A problemática da emissão de odores proveniente de estações de tratamento de 
esgotos, ainda não sofreram regulamentação de forma específica. A Resolução CONAMA n° 
003 de 28 de junho de 1990, que estabelece padrões de qualidade do ar, não impõem para o 
sulfeto de hidrogênio e nenhum outro gás odorantes padrões de qualidade do ar. 
O cheiro desagradável das ETEs é proveniente de uma mistura complexa de moléculas 
com enxofre (H2S e mercaptanas), nitrogenadas (NH3 e aminas), fenóis, aldeídos, álcoois, e 
ácidos orgânicos (BELLI FILHO et al. 2001; BOON, 1995, HVITVED-JACOBSEN, 2002; 
BONNIN et al., (1993)). Na Tabela 5.10 são apresentadas as características dos principais 
compostos relacionados aos maus odores. 
Normalmente os odores mefíticos são causados por gases produzidos na decomposição 
da matéria orgânica em condições anaeróbias ou por substâncias adicionadas na rede coletora. 
Em uma estação de tratamento de esgoto, quanto mais anaeróbio for o processo de tratamento, 
mais compostos odorantes serão formados. 
Tabela 5.10. Características dos principais componentes odorantes em ETE 
Classe de 
Composto 
Composto Fórmula 
Química 
Características dos 
Odores 
Limite Olfativo 
(mg/N m3 ar) 
Ácido sulfídrico H2S Ovo podre 0,0001 a 0,03 
metilmecarptana CH3SH Repolho/alho 0,0005 a 0,08 
etilmecarptana C2H5SH Repolho deteriorado 0,0001 a 0,03 
dimetilsulfeto (CH3)2S Legume deteriorado 0,0025 a 0,65 
dietilsulfeto (C2H5)2S Legume deteriorado 0,0045 a 0,31 
Enxofre 
dimetildisulfeto (CH3)2S2 pútrico 0,003 a 0,0014 
 127 
amonia NH3 Picante / irritante 0,5 a 37 
metilamina CH3NH2 Peixe em decomposição 0,0021 
etilamina C2H3NH2 Peixe em decomposição 0,05 a 0,83 
dimetilamina (CH3)2NH Picante amoniacal 0,047 a 0,16 
indol C8H6NH Peixe deteriorado 0,0006 
escatol C9H8NH Fecal nauseante 0,0008 a 0,010 
Nitrogenio 
cadaverina NH2(CH2)5NH2 Carne em decomposição - 
acético CH3COOH Vinagre 0,025 a 6,5 
butírico C3H7COOH Manteiga 0,0004 a 3 Ácidos 
valérico C4H9COOH Suor 0,0008 a 0,13 
formaldeído HCHO Ocre sufocante 0,033 a 1,12 
acetaldeído CH3CHO Maça 0,04 a 1,8 
butiraldeído C3H7CHO ranço 0,013 a 15 
isovaleraldeído (CH3)2CHCH2C Fruta maça 0,072 
Aldeídos e 
cetonas 
acetona HOCH3COCH3 Fruta doce 1,1 a 240 
Etanol CH3CH2OH - 0,2 
Butanol C3H7CH2OH - 0,006 a 0,13 
fenol C6H5OH - 0,0002 a 0,004 
Alcoóis e 
fenóis 
cresol C6H4CH3OH - 0,00001 
Adaptada de Belli Filho et al., 2001 
Entre todos os tipos de compostos odoríferos provenientes das estações de tratamento 
de esgoto, o sulfeto de hidrogênio ou Gás sulfídrico (H2S) é um dos principais gases maus 
cheirosos emitidos por ETE (ALVES et al., 2004; LILIANMTIS e MANCUSO, 2004; 
GOSTELOW e PARSONS, 2000, GOSTELOW et al., 2001a; e GOSTELOW et al. 2001b), 
pois é facilmente detectado pela maioria dos indivíduos em concentrações extremamente 
baixas (como pode-se constatar na tabela acima) em curtos intervalos de tempo pelo sistema 
olfativo humano (GOSTELOW et al., 2001a). Sua volatilização é a principal responsável por 
sua geração, que ocorre com maior intensidade em valores de pH inferiores a 7,0 (BOWKER 
et al., 1989). 
Grande parte do enxofre encontrado no esgoto transforma-se em H2S, através de 
processos biológicos; porém, a turbulência apresenta grande influência na sua dissolução do 
líquido. O excesso de H2S nos tratamentos biológicos pode causar: a inibição do processo; 
aceleramento da degradação dos equipamentos; corrosão da estrutura e aumento no consumo 
de oxigênio, devido à reação - H2S + 2O2 = H2SO4 (ácido sulfúrico) - causada pelas bactérias 
Thiobacillus, dentro de um processo biológico 
 128 
Vários fatores podem proporcionar a geração de odores em sistemas de esgotamento 
sanitário, alguns destes fatores podem agir antes mesmo do esgoto chegar até a ETE. Liliamtis 
e Mancuso (2003), citam alguns destes fatores: 
• A elevada temperatura do esgoto, em torno de 35oC. Nessa temperatura há um 
aumento da velocidade de decomposição anaeróbia da matéria orgânica. Além disso, a 
solubilidade do gás sulfídrico é inversamente proporcional à temperatura; 
• O elevado teor de sulfato existente na água de abastecimento; 
• Trechos da rede coletora, com baixas declividades que propiciam um aumento no teor 
de sulfetos, em função do depósito de matéria orgânica, fato agravado pela 
temperatura do esgoto. Cerca de 7,5 % da extensão da rede urbana apresentaram esse 
problema; 
• A existência de diversas obstruções parciais ou totais de trechos da rede, que 
dificultam o escoamento, provocando deposições de matéria orgânica que podem 
entrar em decomposição. Esse problema de obstrução está relacionado com as ligações 
indevidas, caixas de gordura ou passagens mal construídas (ou ligações diretas sem 
sifão) que acabam carreando grandes quantidades de areia e terra para o sistema 
coletor de esgotos; 
• Falhas nos trechos hídricos das instalações prediais de esgoto e a existência de ralos de 
drenagem pluvial ligados indevidamente ao sistema, sem fecho hídrico, bem como a 
não existência de sistema de ventilação nas redes das casas. 
 
As Estações de Tratamento de Esgotos são sempre uma fonte potencial de odores.Estes se originam de gases emitidos por alguns produtos presentes nos esgotos, ou gerados ao 
longo do próprio tratamento. Os locais críticos são o sistema canal-poço-grades de chegada, 
poços de lodo, adensador, unidades de desidratação mecanizadas, local de recebimento de 
fossa séptica (PESSOA e JORDÃO, 2009). A quantidade de gases odorantes lançadas por 
cada unidade de tratamento se encontra na tab 5.11. 
As emissões de compostos orgânicos voláteis em ETE podem ocorrer por mecanismos 
de difusão, convecção ou ambos. Difusão ocorre quando a concentração dos odorantes na 
superfície do líquido é muito mais alta que sua concentração na atmosfera. Os compostos 
orgânicos volatilizam ou se difundem no ar, na tentativa de alcançarem o equilíbrio entre a 
 129 
fase líquida e gasosa. Convecção acontece quando o fluxo de ar sobre a superfície do líquido 
varre os vapores orgânicos da superfície para a atmosfera (SILVA, 2007). 
 Segundo Silva (2007), variáveis externas e ao próprio processo de tratamento também 
podem afetar a concentração de H2S. No seu trabalho foi constatado que no período da noite, 
a concentração de H2S no esgoto foi sempre mais baixa que nos horários da manhã e tarde 
(odor mais intenso). Ratificando a hipótese de que as temperaturas mais elevadas durante o 
dia favoreçam a formação de sulfeto. 
Tabela 5.11. Concentrações típicas de alguns poluentes atmosféricos em unidades da ETE. (mg poluente/Nm3 de 
gás). 
Bonnin et al., 1993 Pessoa e Jordão (2009) 
Local Gás sulfídrico 
(H2S) 
Amônia 
(NH3) 
Gás sulfídrico 
(H2S) 
Amônia 
(NH3) 
Elevatória 4.8 0.25 - - 
Caixa de areia - - 1 a 3 1 a 3 
Decantantador 
primário 
0.50 
0.07 0,5 a 1 1 a 3 
Poço lodo primário - - 10 a 500 - 
Tanque de aeração 0.40 0.07 <1 - 
Decantador 
secundário 
- 
- <1 - 
Adensador de lodo 9.80 0.80 5 a 30 2 a 10 
Desidratação de lodo 6.50 0.85 10 a 50 5 a 25 
Despejo de fossa - - 10 a 100 - 
Disposição final de 
lodo 
0.40 
7.00 - - 
Fonte: Pessoa e Jordão, (2009) e Bonnin et al., 1993 apud Belli Filho et al., (2001) 
No trabalho feito por Silva (2007), dentre as unidades de tratamento de esgotos da 
ETE Paranoá, o Reator anaeróbio apresentou maiores concentrações de H2S nos horários 
monitorados (manhã, tarde e noite), o qual foi considerado como o principal ponto de emissão 
de H2S em toda a ETE. Porém, não se descarta a hipótese de que as lagoas sejam também 
grandes emissoras de gases odorantes, devido suas grandes áreas superficiais. No entanto, 
durante o dia o fato dos propulsores instalados nas lagoas ficarem ligados para misturar a 
 130 
biomassa, possa elevar a concentração de oxigênio dissolvido e oxidar os sulfetos presentes 
no esgoto. Ainda no mesmo trabalho, foi constatado que nas proximidades do afluente da 
ETE, na saída dos efluentes das lagoas e nos leitos de secagem, a concentração de sulfeto de 
hidrogênio no ar foi menor que o detectável pelo aparelho de H2S (1 ppm). 
Já Moraes et. al., (2000), em seu artigo, apresentou o problema da geração de odor em 
6 ETE do DF (ETE Alagado, ETE Paranoá, ETE Planaltina, ETE Recanto das Emas, ETE São 
Sebastião e ETE Samambaia), com os seguintes resultados 
a) no gradeamento 
Nas unidades de gradeamento foram detectadas presença de gás sulfídrico em quatro 
das seis ETEs examinadas. A concentração média variou em torno de 2 a 5 ppm. Não foi 
verificada relação entre as concentrações medidas e as folgas hidráulicas das unidades 
(Q(atual)/Q(projeto)). Devido à retenção de material fedegoso nas grades e o estado séptico 
do esgoto bruto junto à entrada da ETE, sugere-se que as unidades de gradeamento sejam 
fechadas, com exaustão e disposição adequada dos gases. 
b) no desarenador 
Somente na ETE Samambaia foi detectado H2S (concentração média ~ 2,5 ppm). Essa 
ETE apresenta problemas hidráulicos no canal de acesso ao desarenador, ocorrendo a maior 
parte da deposição do material arenoso ao longo do mesmo. Considerando a especificidade da 
ETE Samambaia, não se verificou nas unidades de desarenação problemas sérios de produção 
de odores. 
c) Na calha Parshall 
Somente na ETE Alagado foram detectadas concentrações de H2S (concentração 
média ~ 6,5 ppm). Essa ETE é a que a que possuí a vazão mais próxima da de projeto. É 
possível que a turbulência existente na calha Parshall possa propiciar a liberação de gases, 
principalmente se o esgoto está séptico. Esse é um ponto que merece atenção no projeto da 
ETE. Seria prudente fazer-se a cobertura dessa área. 
d) Entrada dos Reatores Anaeróbios 
Na entrada dos reatores anaeróbios foi verificado a presença de gás sulfídrico em 
quatro das seis ETEs examinadas. A concentração média chegou a patamares elevados na 
 131 
ETE Planaltina, com concentrações medidas chegando a 38 ppm. O sistema de distribuição de 
vazão nos reatores é feito por meio de caixa com vertedores. A turbulência nesse ponto 
facilita a liberação dos gases dissolvidos. É um local que deve ser coberto e ter um sistema de 
recolhimento do gás. 
e) Reatores Anaeróbios 
A ETEs Planaltina e Samambaia possuem sistema de cobertura dos reatores 
anaeróbios. O gás é coletado e posteriormente queimado. Foi detectado a elevada 
concentração de H2S, somente na ETE Samambaia, em ponto de vazamento existente na linha 
de recolhimento dos gases, cuja concentração medida chegou a 116 ppm. Na ETE Alagado foi 
detectada na área dos reatores concentrações da ordem de 5 ppm de H2S. Essa unidade é a que 
possuí vazão mais próxima da de projeto. 
Nas demais ETEs estudadas, não foram detectadas concentrações de gás sulfídrico nas 
áreas dos reatores anaeróbios. A detecção de gás nessa área é difícil pois trata-se de uma fonte 
dispersa quando comparada com as medições realizadas nos vertedores e caixas de passagem. 
Segundo Moraes et. al., (2000), a área dos reatores anaeróbios é uma fonte potencial 
de odores. Tal afirmativa é compatível com as medições da ETE Alagado, a qual não possuiu 
cobertura. A cobertura dos reatores anaeróbios é importante não somente por causa da 
produção de gases, mas também para evitar o aspecto desagradável que se forma pelo 
acúmulo de escuma na superfície dos reatores anaeróbios. Esse material fétido, de aparência 
desagradável, libera mau cheiro e é criadouro de vetores indesejáveis, principalmente moscas, 
sendo de difícil remoção. Outro fato, diz respeito à disposição desse material na ETE , que é 
problemático, dado o grande volume de material produzido. 
Os gases coletados nos reatores anaeróbios, constituídos entre outros de gás metano, 
poderão ser queimados ou lançados para longe da área residencial, de forma a não causar 
nenhum problema ambiental. 
 Os altos valores de emissão encontrados na saída do Reator Anaeróbio encontrados 
por Moraes et. al., (2000), corroboram com os encontrados por Silva (2007). No vertedor de 
Saída do Reator Anaeróbio ocorreram as maiores concentrações de gás sulfídrico, em quase 
todas as ETEs examinadas. As concentrações foram extremamente elevadas, sendo que os 
valores médios chegaram a atingir 80 ppm na ETE Recanto das Emas. A exceção ocorreu nas 
 132 
ETEs Planaltina e Samambaia, cujo reator anaeróbio é contíguo ao tratamento por lagoa 
facultativa, não havendo nenhum dispositivo de interligação entre essas duas unidades. 
Os gases produzidos nas áreas mais profundas do reator anaeróbio encontram 
condições propícias para sua liberação nos vertedores de saída, em decorrência do contato 
com a pressão atmosférica e a turbulência da água gerada nesses locais. 
É um local que merece bastante atenção, pois poderá frustrar outras medidas de 
contenção de mau cheiro, como por exemplo, a cobertura dos reatores anaeróbios. Como se 
constituí numa fonte pontual, provavelmente a mais importante, de liberação de gases, as 
medidas mitigadoras adotadas nesse ponto são relativamente baratas e de impacto positivo 
para a ETE. 
Para evitar o problema podem seradotados sistemas afogados, sem vertedores ou 
cobrir os dispositivos de saída. Nesse último caso, deve recolher o gás e descartá-lo em local 
adequado. Esse local poderá ser um ponto afastado das unidades administrativas da ETE e das 
habitações vizinhas; um sistema de tratamento de gases ou dentro de uma unidade de 
tratamento aerada subseqüente. 
Para que se possa entender melhor os valores descritos acima, é importante que se faça 
uma análise dos padrões adotados em países e institutos. A American Conference of 
Governmental Industrial Higienists (ACGIH) que propõem concentração de sulfeto de 
hidrogênio emitido para a atmosfera limite de tolerância de 10 ppm (concentração média 
ponderada diária). De acordo com a NIOSH (National Institute for Ocupacional Safety and 
Health) o limiar de odor para o sulfeto de hidrogênio é de 0,0005 ppm. 
O estado de Santa Catarina, a Lei n° 5793 de 15 de outubro de 1980 referente a 
proteção e melhoria da qualidade ambiental proíbem a emissão de substâncias odoríferas na 
atmosfera em quantidades que possam ser perceptíveis fora dos limites da área de propriedade 
da fonte emissora. Essa lei apresenta vários compostos odorantes e seus limites de percepção 
de odor, para o sulfeto de hidrogênio o valor é de 0,00047 mg/m3. 
No estado de São Paulo, no tocante ao H2S, para o controle de emissão do gás na água, 
expressa no Decreto n. 8.468 de 8 de setembro de 1976, em seu artigo 19-A, a restringir o 
limite de lançamento de sulfeto em sistemas de esgoto a 1 mg/L. 
 133 
No Distrito Federal foi aprovado no dia 26 de abril de 2007 o projeto de Lei 91/07, do 
deputado Batista das Cooperativas (PRP), na reunião ordinária da Comissão de 
Desenvolvimento Econômico Sustentável, Ciência, Tecnologia, Meio Ambiente e Turismo. E 
diz que a CAESB (Companhia de Saneamento Ambiental do Distrito Federal) terá que 
desenvolver e implantar medidas para o tratamento e controle do odor, que afeta moradores 
vizinhos às estações de tratamento de esgotos. O projeto está em votação no plenário. 
No exterior a legislação já existe há muito tempo. Na Alemanha, porém a lei sugere 
apenas como resolver o problema ou dá orientação para o licenciamento ambiental, em vista 
de um padrão de qualidade do ar máximo e mínimo (STUELZ e FRECHEN, 2001). Segundo 
Carmo Jr (2005) os países europeus, Austrália e os Estados Unidos começaram a desenvolver 
regulamentação para o odor desde a década de 70 e essa regulamentação criaram a 
necessidade de padronização dos métodos de medidas. 
Na Suíça, o impacto muito alto não é tolerado. Esse é considerado “muito alto” se uma 
porção relevante da população sentir-se significativamente incomodada. Para determinar o 
desconforto, é usado o método do questionário, que considera a reação do público, numa 
escala que varia de zero a dez. A reação é considerada como o melhor termômetro para 
avaliar o desconforto (CARMO Jr, 2005). 
Além do desconforto que os odores podem causar às áreas circunvizinhas, deve-se 
lembrar que os mesmos prejudicam a saúde, principalmente daqueles que tenham uma 
exposição aos gases mais freqüentes, como por exemplo, os operadores das ETEs. O gás 
sulfídrico é um altamente tóxico e irritante, atuando sobre o sistema nervoso, os olhos e as 
vias respiratórias. O grau de intoxicação depende da concentração do gás no ar, da duração, 
da freqüência de exposição e da suscetibilidade individual. (MORAES et. al., 2000). 
De acordo com o Guia de Primeiros Socorros para o Sulfeto de Hidrogênio da 
Environmental Protection Agency (E.P.A. 2001), a toxicidade do H2S ocorre por inalação ou 
pelo contacto com a pele e olhos. Os efeitos na saúde humana decorrentes de exposição aguda 
são: taquicardia, palpitações cardíacas, arritmias cardíacas, bronquites, edemas pulmonares, 
depressão respiratória e até paralisia respiratória. (LILIAMTIS e MANCUSO, 2003). 
O H2S é um gás volátil, e a principal via de penetração é a respiratória, sendo a 
absorção cutânea por parte do homem ainda discutida. A partir do momento em que o H2S 
atinge a corrente sangüínea, ele se distribui por todo o organismo, produzindo efeitos 
 134 
sistêmicos. No sistema nervoso central: excitação seguida de depressão, fraqueza, dor de 
cabeça, náuseas, vômito, hiperexcitabilidade, alucinações, amnésia, irritabilidade, delírios, 
sonolência, fraqueza, chegando até as convulsões e a morte. No sistema respiratório: tosse, às 
vezes expectoração sanguinolenta, respiração acelerada, espasmo brônquico, às vezes edema 
agudo de pulmão, rinite com perda de olfato, broncopneumonia e traqueobronquite. 
O odor do H2S não é um parâmetro seguro para se avaliar concentrações perigosas, 
pois ocorre fadiga olfatória em cerca de 2 – 15 minutos em concentrações acima de 100 ppm, 
isto é, o odor deixa de poder ser percebido. 
A ação irritante do H2S sobre a pele e as mucosas gastrintestinais provoca prurido e 
vermelhidão. Nos olhos surgem conjuntivite, fotofobia, lacrimejamento e opacificação da 
córnea. 
Ainda não existe concordância na literatura quanto aos efeitos da exposição crônica ao 
H2S pelo homem. Contudo, estudos mostram a possível ocorrência de efeitos sistêmicos, tais 
como: alterações neurológicas, distúrbios neurovegetativos, vertigens, dores de cabeça, 
nervosismo, paralisia, fraqueza e polineurites. Taxas elevadas de abortamento foram 
encontradas em mulheres grávidas expostas ao H2S; distúrbios digestivos, como perda de 
apetite, perda de peso e náuseas também foram observados, bem como conjuntivite, 
inflamação das vias aéreas superiores e bronquite crônica. 
Em relação ao meio ambiente, a exposição ao gás sulfídrico provoca o 
chamuscamento das folhas dos vegetais, e ele, ao combinar-se com as águas das chuvas dá 
origem ao ácido sulfídrico, que, por sua vez, provoca necrose nas partes superiores das folhas, 
similares a outras lesões provocadas por outros compostos ácidos ou básicos. 
Há também o problema do odor desagradável que fica no ambiente, semelhante ao de 
ovos podres (KUPCHELLA e HYLAND, 1993; MARGULIS, 1990). 
Apesar do fato de que odores desagradáveis podem causar sintomas em alguns 
indivíduos, o problema do odor ocasionado pela poluição do ar é usualmente visto como 
sendo um incômodo. Geralmente, o odor, do ponto de vista da regulamentação ambiental, é 
visto como um fator de perda de bem estar e não de prejuízo à saúde. 
Além do incômodo provocado pelo mau cheiro, a presença de uma fonte contínua de 
emissão pode provocar um decréscimo nos valores das propriedades das vizinhanças, 
 135 
(GODISH, 1991), provocando baixo status social e econômico e inibindo o crescimento 
econômico, também afeta a queda na arrecadação de impostos e vendas (BRENNAN, 1993). 
Assim, a importância da avaliação da produção de odor e do controle das emissões de 
gases odorantes está relacionada à qualidade de vida das pessoas, pois tais gases podem levar 
a estresses psicológicos, insônias, perda de apetite, entre outros problemas (BRENNAN, 
1993). 
 
5.3.2. Emissão de Gases do Efeito Estufa (GEE) 
Durante o intervalo de 1950 a 1998, houve a duplicação dos Gases de Efeito Estufa 
(GEE) no mundo. Estes gases são capazes de reter o calor do sol, sem os quais a radiação 
solar se dissiparia no espaço, este fenômeno é chamado comumente de "efeito estufa". O 
efeito estufa é um fenômeno que ocorre de forma natural na atmosfera. Os GEE são 
essenciais, portanto, para manter a temperatura necessária para a existência de vida no 
planeta. Contudo, as atividades humanas e naturais que causam as alterações ambientais vêm, 
ao longo dos anos, provocando mudanças climáticas em ritmos cada vez mais acelerados. A 
liberação de gases que causam o efeito estufa aumenta, a cada ano, uma vez que é produzida 
pela queima de combustíveis fósseis e de florestas, pelo mau uso das técnicas agrícolas e por 
gases emitidos pelo processo industrial. Em decorrência disso, a temperatura médiado 
Planeta Terra teve um aumento médio entre 1,4 e 5, 4 °C (IPCC (2001), EPA (2002)). 
O aquecimento global é um fenômeno alarmante que foi reconhecido já em 1975, 
através da constatação da tendência de crescimento da temperatura ao longo dos últimos dois 
milênios (BROECKER, 1975; MANN e JONES, 2003; MANN et al., 2003). Existem 
numerosas fontes de informação sobre os impactos do aquecimento global, uma delas 
certamente é o aumento de casos de instabilidades atmosféricas (TETT et al., 1999), que estão 
criando grandes preocupações em nível internacional. No entanto, os comentários céticos 
sobre as projeções futuras dos efeitos do aquecimento global existem fora da comunidade 
científica (LOMBORG, 2001). 
Por este motivo, recentemente, intensificou-se, no mundo inteiro, a busca por energias 
que liberem menos gases nocivos à atmosfera, levando em conta que as atuais formas de 
produção de energia trazem, quase sempre, um impacto negativo para o meio ambiente em 
sua totalidade. 
 136 
Os gases que mais contribuem para os GEE são, os dióxidos de carbono (CO2), o 
Cloro Flúor Carbono (CFC), o metano (MH4), o vapor de água, o ozônio (O3) e o óxido 
nitroso (N2O) (SILVA e CAMPOS, 2008). 
O mais abundante na atmosfera é o CO2, tem um alto poder calorífico e pode ser 
facilmente gerados por atividades humanas, fundamentalmente pela queima de combustíveis 
fósseis e madeira. O CO2 é o gás com efeito de estufa de referência, e os outros gases são 
expressas em unidades de CO2 ou CO2 equivalente (CO2e). 
A disposição e tratamento de resíduos municipais e industriais podem produzir 
emissões dos mais importantes gases que provocam o efeito estufa. Os resíduos sólidos 
podem ser descartados em aterros, em lixões, sofrer reciclagem ou incineração. Os resíduos 
líquidos podem receber várias formas de tratamentos físico-químicos ou biológicos. Os 
tratamentos biológicos podem ser por decomposição aeróbia ou anaeróbia. 
Segundo Keller e Hartley (2003), apesar de embora potencialmente produzidas o CO2 
e o N2O não são produzidos em quantidades significativas na faixa de tratamento de esgoto 
em larga escala sistemas. 
O gás mais importante produzido no tratamento de resíduos é o metano (CH4). 
Quantias significativas de emissões anuais de metano produzidas e liberadas à atmosfera são 
um produto secundário da decomposição anaeróbia de resíduos. 
As duas maiores fontes deste tipo de produção de metano são os aterros de lixo e o 
tratamento anaeróbio (processo biológico sob presença insuficiente de oxigênio) de esgoto e 
águas residuárias. Em cada caso, a matéria orgânica contida nos resíduos é decomposta pela 
ação de bactérias metanogênicas, que produzem o biogás composto principalmente de metano 
e gás carbônico. 
Além do metano (CH4), os dióxidos de carbono (CO2) e o óxido nitroso (N2O) 
também são liberados durante o processo de tratamento de esgotos. A figura 5.1 mostra o 
esquema de liberação de gases do efeito estufa (GEE) no processo de tratamento de esgotos. 
 
 
 
 137 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura. 5.2. Modelo conceitual de emissão de gases do efeito estufa oriundos do processo de tratamento de 
esgoto nas ETEs. 
Adaptado de Lara-González (2003) 
 
5.3.2.1. Metano 
A produção e emissão do metano como gás do efeito estufa de fontes naturais e 
antropogênicas tem sido extensamente estudado (SØRENSEN et al., 1981; LOVLEY et al., 
1982; OREMLAND and POLCIN, 1982; CONRAD et al., 1987; GUPTA et al., 1994; 
BHATTACHARYA et al., 1996; SAHRAWAT, 2004; KUMAR KHANAL e HUANG, 
2005). 
A concentração atmosférica de CH4 é relativamente baixa (1,72 ppm), mas o seu poder 
calorífico é de 63 ou 21 vezes maior do que a de CO2 ao longo de um horizonte de 20 e 100 
anos, respectivamente (Painel Intergovernamental sobre Mudança Climática (IPCC), 2000). 
CH4 é emitido principalmente do cultivo de arroz, processo digestivo dos ruminantes, a gestão 
anaeróbia de resíduos sólidos e líquidos e queima de biomassa. 
Estação de Tratamento 
de Esgotos 
(ETE) 
Esgoto tratado 
Esgoto coletado 
Lodo 
 
Tratamento do lodo 
Emissão de gases 
(GEE)CH4, CO2, N2O 
Disposição do lodo tratado. 
(Agricultura, 
Aterro e etc.) 
Esgoto não coletado/ 
não tratado 
Descarga no corpo 
receptor; 
Tratamentos individuais 
(fossa séptica) 
 138 
Segundo IPCC (1996), a concentração de metano aumentou em 1060 ppb (partes por 
bilhão) desde 1750. Esse número representa um aumento de 151% do total de emissões de 
metano no mundo, mais da metade é de origem antropogênica (aterros sanitários, agricultura 
de arroz, combustíveis fósseis e gado). 
O principal fator para determinar o potencial de geração de CH4 de esgoto é a 
quantidade de material orgânico degradável no esgoto. Parâmetros comuns usados para medir 
a componente orgânica dos esgotos são a Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) e 
Demanda Química de Oxigênio (DQO). A DBO representa a quantidade de oxigênio que 
seria necessário para consumir completamente a matéria orgânica contida no esgoto através 
de processos de decomposição aeróbia, enquanto DQO é a medida do material total 
disponível para oxidação química (ambos biodegradáveis e não biodegradáveis). A DBO é 
utilizada como o principal fator determinante do potencial de geração de metano nos esgotos. 
Partindo-se do princípio que a DBO é o principal fator determinante do potencial de 
geração de metano nos esgotos, é possível estimar quantidade de metano produzido no Brasil. 
O volume de esgotos gerados por pessoa depende da quantidade de água consumida, 
correspondendo normalmente a 80% desta. A carga orgânica unitária varia de país para país, 
entre 20 e 80 g DBO por habitante por dia. No Brasil, esta situa-se em torno de 50 g 
DBO/hab.dia (FEACHEM, 1983). Considerando-se este fator, tem-se no Brasil a geração de 
1,97 milhões de toneladas de DBO por ano. 
A produção mundial de metano gerado no tratamento de efluentes sob condições 
anaeróbias varia entre 30 e 40 Tg/ano. Isto representa de 8 a 11% do total global de emissões 
antropogênicas de metano, estimado em 360 Tg/ano (IPCC,1995). O tratamento de efluentes 
industriais contribui com a maior parcela, estimada entre 26 e 40 Tg/ano. As emissões de 
metano provenientes do tratamento de esgotos domésticos e comerciais são estimadas em, 
aproximadamente, 2 Tg/ano. 
O metano possui uma grande energia contida nos seus átomos, o que faz com que o 
gás possa ser usado para a produção de energia elétrica através de sua combustão dentro de 
motogeradores que movem turbinas. Projetos deste tipo são de grande importância, pois 
diferentes fontes de energia alternativa podem diversificar ou incrementar a matriz energética 
atualmente existente, tais como a eólica, a solar, a biomassa e também a proveniente do 
biogás (EPA, 1996). 
 139 
5.3.2 - Óxido Nitroso 
O óxido nitroso (N2O), é o gás do efeito estufa (GEE) menos abundante na atmosfera, 
mas, por outro lado, tem um poder calorífico equivalente a 310-320 vezes maior do que o CO2 
em um cenário de 100 anos (LEXMOND e ZEEMAN, 1995; IPCC, 1997a). Além disso, o 
N2O contribui indiretamente para o consumo do ozônio (O3) estratosférico [N2O + O(
1D) → 
2NO; NO + O3 → NO2 + O2]. O N2O 
Sua concentração atual é de 320 ppb (parte por bilhão), apresentando um crescimento 
linear nas duas últimas décadas de aproximadamente 0,3% ano-1.(IPCC, 2009). O aumento 
total nos dois últimos séculos foi de 50 ppb ou de 18,5% em relação a sua concentração no 
período pré-industrial, quando se encontrava em 270 ppb (MCELROY, 2002). 
Por ser um gás pouco reativo na troposfera, o N2O possui um tempo de vida de 
aproximadamente 125 anos, que é o quociente da razão entre sua massa total na atmosfera [~ 
1500 Tg N (1 Tg = 1 teragrama = 1012 g)] e sua taxa de consumo global na atmosfera (~ 12 
Tg N ano-1) (IPCC, 2001). 
O óxido nitroso (N2O) tem diferentes fontes de emissão. Ele é gerado pela atividade 
microbianaem águas residuais, solos e oceanos durante a degradação da matéria orgânica 
nitrada (MACKENZIE, 1998; IPCC, 2002). MACKENZIE (1998) reconhece um aumento da 
quantidade de emissões de N2O devido à transformação microbiana do nitrogênio contido nas 
águas residuais. 
A produção de óxido nitroso (N2O) no tratamento de águas residuais domésticas 
ocorre durante a nitrificação e desnitrificação do nitrogênio presente no esgoto, geralmente na 
forma de uréia, amônia e proteínas. Estes compostos são convertidos em nitratos (NO3) 
através do processo de nitrificação aeróbia, ou através da desnitrificação, que ocorre em 
condições anóxicas (sem oxigênio livre), e converge biologicamente o nitrato em gás 
nitrogênio (N2). O N2O pode ser um produto intermediário de ambos os processos, mas é mais 
freqüentemente associada com desnitrificação. 
Nos Estados Unidos, cerca de 7g N2O é gerado per capita por ano (SCHEEHLE 
DOORN, 2001) Segundo a análise da CWNS 2000 existem 88 estações de tratamento nos 
Estados Unidos, servindo uma população de 2,6 milhões de pessoas, com desnitrificação 
como uma das operações de sua unidade. Com base em um fator de emissão de 7 gramas / 
habitante / ano, cerca de 17,5 toneladas de N2O podem ter sido emitidas via desnitrificação 
 140 
em 2000. Plantas sem nitrificação intencional/desnitrificação são assumidas para gerar 3,2 g 
N2O per capita por ano. 
Segundo os estudos de Brotto et, al., (2010), a contribuição relativa, no que tange à 
emissão de N2O, das diversas unidades da ETE decresce na seguinte ordem: tanque de 
aeração (90%), recirculação do lodo (5%), digestor de lodo (3%), entrada do esgoto bruto-
desarenador (1%), efluente (1%) e decantador secundário (<<1%), as altas emissões geradas 
no tanque de aeração, corroboram com os resultados encontrados por Czepiel et al., (1995) 
que verificaram que 91% das emissões de N2O de uma ETE em Durham (EUA) se 
originavam do tanque de aeração. 
 Ainda segundo Brotto et, al., (2010), os fatores de emissão (FEs) de N2O per capita, 
por vazão de esgoto tratado e pela carga de entrada de nitrogênio total (associada ao esgoto) 
na ETE são: 13 g N2O pessoa
-1 ano-1, 9,0 x 10-5 g N2O Lesgoto-
1 e 0,14% da carga de N (% of 
N-load). Totalizando uma taxa de emissão total de N2O na estação de tratamento de esgoto 
(ETE) estudada de 3,2 x 104 g N2O ano
-1. 
Com relação à estimativa de emissões de N2O, o fator de emissão padrão de N2O a 
partir de efluentes de águas residuais tem um elevado grau de incerteza. O IPCC recentemente 
atualizou esse fator, no entanto, futuras pesquisas podem identificar novos estudos que 
incluem dados atualizados. O fator que representa nitrogênio de esgoto não em águas 
residuais (banheiro, lavanderia, cozinha, componentes industriais) também tem um elevado 
grau de incerteza. Obtenção de dados sobre as mudanças na concentração média de nitrogênio 
afluente aos sistemas de tratamento centralizado sobre a série temporal iria melhorar a 
estimativa do N total de entrar no sistema, que poderia reduzir ou eliminar a necessidade de 
outros fatores para a proteína não-consumido ou do fluxo industrial. Além disso, há a 
incerteza associada com os fatores de emissão para as emissões diretas de N2O a partir de 
instalações de tratamento centralizado de efluentes. Esforços para ganhar mais confiança 
nestes fatores de emissão estão sendo perseguidos. 
 
5.4 - Impacto Ambiental por Aerossóis 
O esgoto bruto é um potencial condutor de microrganismos ele pode representar um 
risco a saúde quando microrganismos patogênicos tornam-se aerolizados durante o processo 
de aeração. (DIONÍSIO, 2006). 
 141 
As estações de tratamento de esgotos são consideradas como fontes potenciais de 
microrganismos patogênicos, que são transportados para a via aérea. Em 1993 na Alemanha 
foi realizado um estudo que identificou centenas de diferentes espécies de fungos e bactérias 
saprofíticas, incluindo actinomicetos termofílicos, no ar de estações de tratamento de esgoto. 
Baixas concentrações de bactérias patogênicas e vírus também foram identificados (BÜNGER 
et al., 2000). 
Bioaerossóis contêm microrganismos que podem ser gerados através de processos 
naturais ou artificiais. Tem sido relatado que bioaerossóis são capazes de transportar 
microrganismos por longas distâncias e dependendo da fonte geradora eles são capazes de 
produzir infecções, problemas asmáticos e outros efeitos na saúde (BOVALLIUS et al., 
1980). 
A concentração de microrganismos em gotas ejetadas pelo estouro das bolhas em 
combinação com a concentração microbiana na interface ar-água pode exceder a concentração 
na sub-superfície por diversas vezes, contribui para a formação de aerossóis. Gotas do jato 
que são maiores que as gotas de películas contêm massa significativa e prevalecem nos 
bioaerossóis. (DIONÍSIO, 2006) 
Uma vez no ar as gotas evaporam e as bactérias na forma de bioaerossóis juntamente 
com as massas de ar podem ser transportadas para longas distâncias. A presença da bactéria 
no ar depende de uma combinação de fatores ambientais incluindo intensidade luminosa, 
tamanho e composição das gotas, assim como temperatura e umidade do ar. Até o presente 
momento, muito pouco é conhecido a respeito dos processos que controlam o fato das 
bactérias em gotas de aerossol. (DIONÍSIO, 2006) 
A transferência de microrganismos das estações de tratamento de esgoto para o ar 
ocorre principalmente durante o processo de aeração no qual há formação de bioaerossóis, os 
quais são gerados do estouro das bolhas de ar produzidas pelos sistemas de aeração do 
tratamento de esgoto, que fornecem o oxigênio para os processos do biodegradação. Neste 
caso as bolhas de ar movimentam-se para a superfície e em seguida estouram. Este fato 
produz pequenas gotas que são lançadas para cima atingindo facilmente 15 cm acima da 
superfície do líquido (WOODCOCK, 1995). O número de bioaerossóis aumenta rapidamente 
com o tamanho da bolha (WARNECK, 1988). 
 142 
Sendo assim, os tanques de aeração das estações de tratamentos de esgotos são 
reconhecidos como uma importante fonte de aerossóis microbianos e, entretanto, podem 
representar riscos de exposição, primeiramente para trabalhadores das estações de tratamento 
como uma conseqüência do contato direto como o material/substrato contaminado ou por 
inalação de microrganismos aerolizados. Entretanto, também um risco potencial para 
visitantes e para a população vizinha não pode ser excluído. Apesar disso, riscos para 
populações que vivem próximas a estações de tratamento têm sido pobremente investigado 
(BRANDI et al., 2000). 
Blnachard e Syzdek (1970) mostraram nos seus experimentos que concentrações de 
bactérias nas gotas ejetadas do estouro das bolhas foram 10 a 100 vezes maiores que da fonte 
de água, dependendo do tamanho da gota. 
Concentrações de bactérias viáveis no ar da vizinhança medido a diferentes alturas e 
diferentes distâncias dos tanques de aeração já são descritos na literatura há muito tempo. 
Brandi et al., (2000) investigaram a transmissão pelo ar de bactéria e fungos nas distâncias: 2 
m e 10 m do tanque de aeração de duas estações de tratamento, com diferentes sistemas de 
aeração. As concentrações de aerossóis na distância de 2 m foram maiores quando geradas 
pelo sistema de aeração mecânica: 560 UFC/m3 e 1110 UFC/m3, respectivamente, para 
bactérias e fungos, do que quando foram geradas pelo sistema de fina difusão de ar: 220 
UFC/m3 e 190 UFC/m3, respectivamente, para bactérias e fungos. 
Sawer et al., (1996) encontraram concentrações de 126 a 4840 UFC/m3 de ar a 
diferentes alturas acima da superfície do tanque de aeração. Brenner et al., (1988) 
determinaram entre 86 e 7143 UFC/m3 de bactérias para uma distância de 25 m do centro da 
superfície de um aerador ou a 1 m da parede basal do aerador. 
Bauer et al., (2002) trabalharam com dois tipos diferentes de estações de tratamento de 
esgotoe avaliaram as quantidades de bactérias e fungos viáveis presentes nos bioaerossóis 
emitidos. Os autores observaram na planta piloto de lodo ativado concentrações médias de 
17.000 UFC/m3 de bactéria mesofílica, 2100 UFC/m3 de ar para bactérias tsa-sb (bactérias 
associadas com determinados fator de virulência), 1.700 UFC/m3 de ar para fungos 
mesofílicos e 45 UFC/m3 de ar para fungos termotolerantes. Nos aerossóis provenientes do 
reator filme–fixado encontraram 3.000 UFC/m3 de ar de bactérias mesofílica e 730 UFC/m3 
de ar de bactérias tsa-sb e 180 UFC/m3 para fungos mesofílico e 14 UFC/m3 de fungos 
termotolerantes. Os autores concluíram que as emissões de bactérias e fungos aerolizados são 
 143 
significativamente diferentes para os dois tipos de tratamentos de esgoto. O reator filme-
fixado gera menos emissões microbianas do que a estação de tratamento de lodo aditivado. Os 
microrganismos estavam contidos em aerossóis < 0,2 µm, os quais podem atingir os alvéolos 
pulmonares. 
Brandi et al., (2000) investigaram a influência de diferentes sistemas de aeração na 
dispersão microbiana. Eles concluíram que as mais baixas emissões de bioaerossóis foram 
causadas por bolhas finas difundidas no ar e que a maior parte das emissões bacterianas foi 
causada por gotas largas, que tendem a cair mais rapidamente. Brandi et al., (2000) usaram 
três dispositivos amostradores de ar (SAS, ANDERSEN six-stages and all glass impinger) 
para avaliar o impacto ambiental de bioaerossóis de bactérias e fungos gerado por estações de 
tratamento de esgoto municipal que operam com diferentes métodos de oxigenação. Os 
autores observaram que as concentrações microbianas mais altas foram recuperadas acima dos 
tanques (2247 UFC/m3 de ar) e em posições a 2 m de distâncias (1425 UFC/m3). Ainda, os 
autores encontraram uma correlação linear entre a quantidade de esgoto tratada e a dispersão 
microbiana através do ar. A planta que opera com um sistema de ar difundido formando 
bolhas finas gera concentrações mais baixas de bactérias e fungos; além disso, 
microrganismos indicadores e estafilocos praticamente não foram encontrados. Finalmente, as 
bactérias: Salmonellae, Pseudomona aeruginosa, Shigella, Aeromonas spp. não foram 
detectadas tampouco nas plantas. Os autores concluíram que ocorre uma dispersão 
considerável de bactérias e fungos pelo ar, quando o tanque de aeração recebe oxigenação via 
agitação mecânica do esgoto, e sugerem a necessidade de convertê-lo para sistema de aeração 
difusa que possui menos riscos para a saúde humana. 
A radiação ultravioleta assim como o oxigênio causa a morte de células vegetativas 
transportadas pelo ar. Outras situações como mudanças de temperatura e umidade relativa do 
ar estão entre os fatores que apresentam forte efeito germicida. Entretanto, a respeito dessas 
condições adversas, alguns microrganismos parecem sobreviver a longas distâncias 
transportados como bioaerossóis. Células contendo pigmentos carotenóides e em particular 
esporos de bactérias e fungos tendem a sobreviver melhor quando transportados pelo ar. 
Bovallius et al., (1980) relatam que esporos de Bacillus viajaram a uma distância de 
1800 km da região próxima ao Mar Negro até a Suécia. 
Na Estação de Pesquisa Rothera (Ilha Adelaide, Península Antártica), Hughes (2003) 
observou que doses moderadas de radiação UV reduziram o número de coliformes fecais 
 144 
viáveis, depositadas pelo vento, em 99,9%, quando comparado com período de baixa 
incidência de radiação UV. O autor constatou ainda que apenas uma hora de exposição a 
estresse de dissecação e à radiação UV a redução foi respectivamente, 99,8% e 99,98% dos 
coliformes fecais viáveis. Este mesmo trabalho mostrou que com a velocidade moderada do 
vento de 15 m/s foi capaz de transportar coliformes fecais a uma distância de 175 m da 
estação de tratamento do esgoto. 
Além disso, a dispersão de bactérias pode atingir altitudes extremamente elevadas, 
pois num experimento de caracterização de bioaerosol na Tasmânia observaram que as 
bactérias foram encontradas a 5,4 Km de altura. 
Geralmente, alta velocidade dos ventos, alta umidade relativa do ar, céu nublado e 
altas concentrações de aerossóis no ar são provavelmente as condições mais importantes para 
o transporte efetivo de bactérias e fungos através do ar. 
O ambiente próximo as fontes de aerossóis favorece o desenvolvimento de problemas 
respiratórios, gastro-intestinais, gripes e outros sintomas, que podem ser associados à 
exposição a microrganismos não infecciosos e toxinas microbianas específicas (DOUWES et 
al., 2001). 
Tanques de aeração de estação de tratamento de esgotos produzem por minuto mais 
que 130 partículas/m3 de ar, sendo aproximadamente 10% constituídas de coliformes fecais 
(HO, 2002). 
O bioaerossol produzido por estação de tratamento de esgoto pública pode conter vírus 
entérico que devido a sua alta estabilidade sob condições ambientais, baixa dose de infecção é 
transmitida pela rota do aerossol, provavelmente constitui um potencial de risco para a 
vizinhança (CARDUCCI et al., 1999). 
Diferentes autores têm ressaltado a incidência de uma forma especial de doença a 
chamada “síndrome dos trabalhadores de esgoto” entre os trabalhadores em tubulações e 
estações de tratamento de esgotos (BAUER, et al., 2002). A doença é caracterizada pela 
indisposição geral, fraqueza, rinite aguda e febre (LAITINEN et al., 1994), acompanhada de 
sintomas gastrointestinais. 
 Outros autores descrevem vários sintomas relacionados ao impacto provocado pela 
dispersão dos microorganismos através da atmosfera. Entre eles são citadas sinusites, 
 145 
infecções recorrentes do ouvido ou sintomas de gripe (BURGGE, 1990; MAHAR, 1999; 
BUNGER et al., 2000). Os sintomas respiratórios e as desordens gastrointestinais podem 
ocorrer após a exposição a longo prazo (RYLANDER, 1986; IVENS et al., 1999). 
Bioaerossóis são capazes de induzir severas reações tóxicas tais como a síndrome 
tóxica da poeira orgânica, também chamadas de pneumociste tóxica. Endotoxinas de bactérias 
Gram negativas foram identificadas como a causa destes sintomas tóxicos e foram também 
associadas com diminuição crônica e aguda da função pulmonar. Os fungos alérgenos podem 
causar alergias do tipo I - tais como asma bronquial rinite alérgica - em pessoas predispostas. 
(DIONÍSIO, 2006) 
Doenças infecciosas e não infecciosas causadas pela inalação de diferentes 
bioaerossóis dependem não apenas das propriedades biológicas e composição química dos 
seus aerossóis, mas também do número inalado e do seu local de deposição no sistema 
respiratório. O local de deposição das partículas está diretamente relacionado ao diâmetro 
aerodinâmico das mesmas, o efeito dos bioaerossóis na saúde depende principalmente de suas 
propriedades físicas e especialmente sua distribuição de tamanho. (DIONÍSIO, 2006) 
A capacidade da bactéria patogênica causar infecção segundo Kowual (1985) depende 
da virulência ou da infectividade das espécies, da hereditariedade e da susceptibilidade do 
receptor humano e das condições ambientais de transmissão. Sendo assim, a infecção é uma 
relação dose-resposta na qual a dose é o número de células bacterianas viáveis as quais o 
humano está exposto, e a resposta é o nível de infecção, ou seja é uma infecção sub-clínica 
sem doença, portadores sadios, ou uma infecção com doença. 
Partículas maiores que 10 µm têm baixa probabilidade de entrar e atravessar a região 
nasal do trato respiratório naso-faringeal. Bioaerossóis com diâmetro aerodinâmico de 5-10 
µm são depositados principalmente na parte superior do sistema respiratório assim chamados 
de fração respirável e são capazes de penetrar nos alvéolos e podem causar alveolites 
alérgicas e outras doenças sérias (SELTZER, 1995). 
O tamanho das células ou das partículas é um fator importante nos riscos associados 
com a contaminação microbiológica. Geralmente,quanto menor a partícula maior é o risco. A 
relação é devido ao fato que células menores e esporos podem atingir o pulmão e não são 
facilmente expelidas. (DIONÍSIO, 2006) 
 146 
Krajewski et al., (2004) realizaram, na Alemanha, um estudo com 99 trabalhadores de 
uma grande estação de tratamento de esgoto, com o objetivo de investigar queixas relativas à 
saúde dos trabalhadores expostos a bioaerossóis. A população estudada foi dividida em 
subgrupos de acordo com os postos de trabalho: tratamento mecânico, tratamento biológico, 
tratamento do esgoto e controle de operação. Foram avaliadas as concentrações de 
endotoxinas e D glucano no ar, na zona de respiração dos trabalhadores. As determinações 
foram feitas no verão durante a manhã. Os autores não encontraram relação estatisticamente 
significativa entre as queixas de saúde com os postos de trabalho. Na região de respiração dos 
trabalhadores a concentração média de endotoxinas foi de 20,3 ng/m3 e o de D glucano foi 
7,76 ng/m3 e não se relacionou com o posto de trabalho. Entretanto, houve uma correlação 
altamente positiva entre os níveis de endotoxina e D Glucano, coeficiente de correlação 0,86, 
p < 0,0005. 
 
5.5. Impactos ambientais associados aos produtos químicos utilizados em ETE 
 Ao longo do processo de tratamento de esgotos vários produtos químicos podem ser 
utilizados. A freqüência e a magnitude do seu uso dependerão do processo adotado. 
 Independentemente disso a presença de prosutos químicos em qualquer unidade 
industrial sempre representará um perigo em potencial para o meio ambiente. 
Dos cerca de 85.000 agentes químicos produzidos e utilizados nos países mais 
industrializados, 2.800 são produzidos em alta Escala (acima de 500.000 kg/ano). Desses, 
menos de 45% foram submetidos a testes toxicológicos básicos, e menos de 10% a efeitos 
tóxicos em organismos em desenvolvimento antes de chegarem ao mercado de consumo 
(MELLO-DA-SILVA e FRUCHTENGARTEN, 2005). 
 Em caso de vazamento um produto químico pode afetar o ambiente atmosférico, 
hídrico ou o solo. Devido a esta grande complexidade os produtos químicos serão tratados 
separadamente. 
Os produtos químicos presentes nas Estações de Tratamento de Esgoto (ETE) são 
utilizados nas operações de desumidificação de lodo (cloreto férrico, cal e polímeros), na 
flotação de matérias suspensos e gordura (polímeros) (LA ROVERE, 2002), e em alguns 
casos na desinfecção do efluente (cloro, ozônio e etc). 
 147 
 Os principais produtos químicos utilizados nas ETEs são: 
 
• Cal, Hidróxido de cálcio ou Cal hidratada; 
• Cloro (Cl) e Dióxido de cloro - ClO2; 
• Sulfato de alumínio - Al2(SO4)3; 
• Sulfato ferroso (FeSO4); 
• Cloreto férrico (FeCl3); 
• Polieletrólitos; 
• Peróxido de hidrogênio - H2O2; 
• Ozônio - O3; 
• Permanganato - KMnO4 -. 
 
Cal 
Apresenta-se em pó seco, é irritante em contato com a pele e mucosas. Por ser um pó 
muito leve, pode se dispersar no ar facilmente, inspirando cuidados com o transporte e 
armazenamento (LA ROVERE, 2002). 
Em contato com a água, a cal se solubiliza facilmente, e altera o pH de ambientes 
aquáticos, podendo causar um impacto altamente nocivo ao ambiente em caso de vazamento 
(LA ROVERE, 2002). 
A utilização de cal no condicionamento de lodo pode acrescentar de 20 a 40% em 
massa seca (e conseqüentemente um volume associado) ao montante de torta gerado para 
disposição. Esta massa e volume adicionais podem exercer ações indevidas na vida útil de um 
aterro ou no local de disposição final para aplicação no solo. 
 
Cloro (Cl) e Dióxido de cloro (ClO2); 
Quando liquefeito apresenta coloração âmbar, tem um odor irritante e é sufocante. 
Muitos produtos químicos, sobremaneira os orgânicos, reagem com o cloro facilmente e em 
alguns casos, com grande violência, podendo causar explosões (LA ROVERE, 2002). 
 148 
Por ser uma substância desinfectante, altamente tóxica e irritante, o cloro representa 
um risco no ambiente. Em solução aquosa o cloro tende a formar compostos corrosivos (como 
HCl), cloraminas e outros, além de atacar diretamente a fauna e flora aquática de qualquer 
corpo d’água em seu caminho (LA ROVERE, 2002). 
Na forma gasosa, o cloro é altamente tóxico, atacando as vias respiratórias de qualquer 
animal, causando lesões corrosivas podendo levar a morte. Em vegetais, causa a reação com a 
umidade dos tecidos vegetais, queimando quimicamente o mesmo. Entretanto o cloro gasoso 
se difunde na atmosfera com relativa rapidez, e vazamentos de pequeno porte não abrange 
uma área muito grande (LA ROVERE, 2002). O cloro gasoso pode ocasionar, inclusive em 
pequenas concentrações, alterações em vias aéreas em conseqüência da formação de ácido 
clorídrico. As alterações vão de irritação até a síndrome de sofrimento respiratório do adulto, 
e ao edema agudo de pulmão em concentrações de 40 a 60 ppm, sendo fatal após 1 hora de 
exposição a concentrações de 50 a 100 ppm. O cloro líquido pode causar lesão ocular em caso 
de respingo. Causa ainda alterações cutâneas como graves irritações e bolhas, além de acne 
clorada, no contato direto. Nos olhos seus vapores são irritantes podendo levar a queimadura, 
além de ação cáustica e necrozante, conjuntivite, queratite e blefarite. As alterações digestivas 
são erosão do esmalte e dentina, anorexia, vômitos e pirose. 
O cloro ao ser misturado no efluente tratado, se combina com várias substâncias 
remanescentes do tratamento, como a amônia, nitratos e que podem gerar subprodutos 
perigosos como haloacetonitrilas, halocetonas, haloácido, aldeídos de baixa massa molecular, 
etc. Por esta razão várias pesquisas vem sendo realizadas com o objetivo de encontrar 
alternativas que minimizem os prejuízos que estes compostos causam aos organismos 
habitantes dos corpos receptores. 
O uso do dióxido de cloro (ClO2) tem sido uma boa alternativa para substituir o cloro 
(Cl) (RIBEIRO et al., 2000). Uma das vantagens da aplicação do ClO2 como desinfetante em 
efluentes domésticos tratados é que não forma concentrações mensuráveis de trihalometanos 
(THMs). Segundo Amberger e Baumgärtner (1995), o dióxido de cloro não reage com a 
amônia, portanto não forma compostos, diminuindo o consumo de desinfetante. Segundo 
Richardson et al., (1994) também não gera grandes quantidades de produtos halogenados que 
são comuns com a cloração, e reduz significativamente a cor e o odor dos efluentes. 
Numerosas pesquisas já realizadas indicam que concentrações de cloro livre e 
cloraminas superiores a 0,1 mg/L são nocivas a diversos organismos aquáticos principalmente 
 149 
a ictiofauna. Em efluentes nitrificados de unidades depuradoras secundárias, as aplicações de 
8mg/L de cloro e com 20 minutos de contato resultam em concentrações de 1,44 mg/L de 
cloro livre e 0,48 mg/L de cloraminas (LIMA, 1993). Águas residuárias que apresentam 
fenóis em presença de cloro produzem clorofenóis que também não serão formados com 
dióxido de cloro. 
Como ClO2 não pode ser armazenado ou transportado em forma concentrada de gás ou 
como solução aquosa, deve ser produzido somente o que for consumido e no local onde for 
aplicado. 
Para a utilização na indústria ou nos processos de tratamento de águas potáveis ou 
residuárias, o ClO2 poderá ser obtido de várias maneiras utilizando-se o clorito de sódio com 
os seguintes reagentes: cloro dissolvido, ácido clorídrico, cloro gasoso, ácidos orgânicos e 
reações eletroquímicas. 
 As principais características do Cloro relacinadas com os aspectos ambientais estão 
sumarizadas na tabela 5.12. 
Tabela 5.12. Principias características do Cloro relacionadas ao meio ambiente 
Cloro 
Potencial de concentração 
na cadeia alimentar 
Demanda bioquímica de oxigênio 
(DBO) 
National Fire Protection 
Association 
(NFPA) 
nenhum. nenhum. perigo de saúde (azul): 4 
inflamabilidade (vermelho): 0 
reatividade (amarelo): 0 
observação: oxy 
nfpa: (obs. ox) 
Informações Ecotoxicológicasinformaçõe
s sobre 
intoxicação 
humana 
toxicidad
e - limites 
e padrões 
toxicidade 
ao homem e 
animais 
superiores 
(vertebrado
s) 
toxicidade
: espécie: 
rato 
toxicidade: 
espécie: 
camundong
o 
toxicidade aos 
organismos aquáticos: 
toxicidade a 
outros 
organismos: 
mutagenicid
ade 
evitar L.P.O.: m.d.t.: tclo = via via salmo gairdneri: cl50 ser humano: 
 150 
contato com 
o líquido e o 
vapor 
3,5 ppm 
P.P.: não 
pertinente 
IDLH: 10 
ppm 
LT: Brasil 
- valor 
médio 
48h: 0,8 
ppm 
LT: Brasil 
- valor 
teto: 2,3 
ppm 
LT: EUA 
- twa: 0,5 
ppm 
LT: EUA 
- stel: 1 
ppm 
15 ppm 
m.c.t.: lclo 
(30 min,): 
873 ppm 
respiração 
(CL50): 
293 ppm 
(1h) 
respiração 
(CL50): 137 
ppm (1h) 
(96 h) = 0,23 mg/l - 
água continental; 
pimephales 
promelas:(72 h) morte a 
0,15 mg/l- água 
continental; 
oncorhynchus kisutch: 
(72 h) toxicidade letal: 
<0,1 mg/l água 
marinha(obs. 1) 
gammarus 
pseudolimnaeus:CL50(96 
h) = 0,22 mg/l - água 
continental; acartia 
tonsa e eurytemona 
affinis (copepodes): 
dificuldade de 
sobrevivência 
"cyt" 
(linfócito) = 
20 ppm 
Código NAS (National Academy of Sciences) 
Fogo Saúde Poluição das Águas Reatividade 
fogo: 0 vapor irritante: 
4 
líquido/sólido 
irritante: 2 
venenos: 4 
toxicidade humana: 2 
toxicidade aquática: 3 
efeito estético: 2 
outros produtos químicos: 4 
água: 1 
auto reação: 0 
Fonte: http://www.cetesb.sp.gov.br/Emergencia/produtos/produto_consulta_nome.asp. Acessado em 13 de Maio 
de 2010. 
 
Sulfato de alumínio - Al2(SO4)3 
O sulfato sólido é fornecido em sacos de papel, devendo o armazenamento ser feito 
sobre estrado em local seco. A umidade do ambiente rege com o sulfato de alumínio, 
produzindo ácido sulfúrico que é altamente corrosivo, atacando a sacaria e provocando 
vazamento. A exposição do sulfato de alumínio exposto a umidade cria ácido suficiente para 
danificar dosadores, acarretando riscos de interrupção na dosagem ou vazamento de material. 
 151 
Em razão disso, a dosagem se dá preferencialmente na via úmida, dissolvendo os sais e 
trabalhando como se fosse uma solução. Os riscos ambientais podem ser evitados usando-se 
sacarias plásticas. (LA ROVERE, 2002). 
As principais características do Sulfato de Alumínio relacionadas com os aspectos 
ambientais estão sumarizadas na tabela 5.13. 
Tabela 5.13. Principias características do Sulfato de Alumínio relacionadas ao meio ambiente 
Sulfato de Alumínio 
Potencial de 
concentração na 
cadeia alimentar 
Demanda bioquímica de oxigênio 
(DBO) 
National Fire Protection Association 
(NFPA) 
nenhum. nenhum. dados não disponíveis 
Informações Ecotoxicológicas 
informações 
sobre 
intoxicação 
humana 
toxicidade 
- limites e 
padrões 
toxicidade ao 
homem e 
animais 
superiores 
(vertebrados) 
toxicidade: 
espécie: 
rato 
toxicidade: 
espécie: 
camundongo 
toxicidade 
aos 
organismos 
aquáticos: 
toxicidade a 
outros 
organismos: 
mutagenicidade 
evitar contato 
com o líquido 
e o vapor 
L.P.O.: 
dado não 
disponível 
p.p.: 0,2 
mg/l 
(alumínio); 
250 mg/l 
(sulfato) 
idlh: dado 
não 
disponível 
LT: Brasil 
- valor 
médio 
48h: dado 
não 
disponível 
LT: Brasil 
- valor 
teto: dado 
não 
m.d.t.: dado 
não 
disponível 
m.c.t.: dado 
não 
disponível 
dados não 
disponíveis 
via oral (DL 
50): 6.027 
mg/kg; 770 
mg/kg via 
cutânea (DL 
50): 270 
mg/kg 
(intrap.) 
dados não 
disponíveis 
dados não 
disponíveis 
 152 
disponível 
LT: EUA - 
twa: 2 mg 
/m³ (como 
al) 
LT: EUA - 
stel: dado 
não 
disponível 
Código NAS (National Academy of Sciences) 
Fogo Saúde Poluição das Águas Reatividade 
não listado 
Fonte: http://www.cetesb.sp.gov.br/Emergencia/produtos/produto_consulta_nome.asp. Acessado em 13 de Maio 
de 2010. 
 
Sulfato ferroso - (FeSO4) 
Apresenta agressividade similar a do sulfato de alumínio. (LA ROVERE, 2002). 
As principais características do Sulfato ferroso relacionadas com os aspectos 
ambientais estão sumarizadas na tabela 5.14. 
Tabela 5.14. Principias características do Sulfato ferroso relacionadas ao meio ambiente 
Sulfato ferroso 
Potencial de concentração 
na cadeia alimentar 
Demanda bioquímica de 
oxigênio (DBO) 
National Fire Protection 
Association 
(NFPA) 
nenhum. dado não disponível não listado 
Informações Ecotoxicológicas 
informações sobre 
intoxicação humana 
toxicidade - limites e 
padrões 
toxicidade ao homem e 
animais superiores 
(vertebrados) 
isolar e remover o material 
derramado 
L.P.O.: não pertinente 
p.p.: 250 mg/l (sulfato); o,3 
mg/l (ferro) 
m.d.t.: dado não disponível 
m.c.t.: dado não disponível 
 153 
IDLH: dado não disponível 
LT: Brasil - valor médio 
48h: dado não disponível 
LT: Brasil - valor teto: 
dado não disponível 
LT: EUA - twa: 1 mg/m³ 
(como fe) 
LT: EUA - stel: não 
estabelecido 
Código NAS (National Academy of Sciences) 
Fogo Fogo Fogo Fogo 
não listado 
Fonte: http://www.cetesb.sp.gov.br/Emergencia/produtos/produto_consulta_nome.asp. Acessado em 13 de Maio 
de 2010. 
 
Cloreto férrico - (FeCl3) 
Na presença de umidade ou luz decompõem-se produzindo ácido clorídrico. Não tende 
a apresentar grandes riscos. Sua decomposição pode ser extremamente prejudicial ao 
ambiente pela liberação de HCl. (LA ROVERE, 2002). 
A utilização de cloreto férrico no condicionamento do lodo pode acrescentar de 20 a 
40% em massa seca (e conseqüentemente um volume associado) ao montante de torta gerado 
para disposição. Esta massa e volume adicionais podem exercer ações indevidas na vida útil 
de um aterro ou no local de disposição final para aplicação no solo. 
As principais características do Cloreto férrico relacionadas com os aspectos 
ambientais estão sumarizadas na tabela 5.15. 
Tabela 5.15. Principias características do Cloreto férrico relacionadas ao meio ambiente 
Cloreto Férrico 
Potencial de 
concentração na 
cadeia alimentar 
Demanda bioquímica de oxigênio 
(DBO) 
National Fire Protection Association 
(NFPA) 
nenhum. nenhum. dados não disponíveis 
 154 
Informações Ecotoxicológicas 
informações 
sobre 
intoxicação 
humana 
toxicidade 
- limites e 
padrões 
toxicidade ao 
homem e 
animais 
superiores 
(vertebrados) 
toxicidade: 
espécie: 
rato 
toxicidade: 
espécie: 
camundongo 
toxicidade aos 
organismos 
aquáticos: 
toxicidade a 
outros 
organismos: 
mutagenicidade 
evitar contato 
com o sólido 
e o pó 
L.P.O.: 
dado não 
disponível 
p.p.: 250 
mg/l 
(cloreto); 
0,3 mg/l 
(ferro) 
IDLH: dado 
não 
disponível 
LT: Brasil - 
valor médio 
48h: dado 
não 
disponível 
LT: Brasil - 
valor teto: 
dado não 
disponível 
LT: EUA - 
twa: 1 
mg/m3 
(como 
ferro) 
LT: EUA - 
stel: não 
estabelacido 
m.d.t.: dado 
não 
disponível 
m.c.t.: dado 
não 
disponível 
via oral (dl 
50): ldlo: 
900 mg/kg 
(fecl3 . 
6h2o) 
via oral (dl 
50): 1.278 
mg/kg (fecl3) 
via cutânea 
(dl 50): 68 
mg/kg 
(intrap.) 
(fecl3) 
pygosteus 
pingitius 
("stickleback"): 
prejudicial 
(144 h) =1,2 
ppm - água 
continental; 
não prejudicial 
(240 h) = 1 
ppm. 
 
daphnia sp: 
tlm (96 h) = 15 
ppm - água 
continental 
para fecl3 . 6 
h2o - rato: "cyt" 
= 500 mg/kg 
(ascites tumor) 
Código NAS (National Academy of Sciences) 
Fogo Saúde Poluição das Águas Reatividade 
não listado 
Fonte: http://www.cetesb.sp.gov.br/Emergencia/produtos/produto_consulta_nome.asp. Acessado em 13 de Maio 
de 2010. 
 
 155 
Polieletrólitos 
São polímeros naturais ou sintéticos. Podem ser sólidos ou líquidos. Em geral não são 
corrosivos. A baixa toxicidade e a pouca capacidade de reagir gerando substâncias corrosivas 
ou tóxicas dos polieletrólitos, assim como a sua degradabilidade fácil, faz com que estes 
representem baixos riscos ambientais. (LA ROVERE, 2002). 
 
Peróxido de hidrogênio - H2O2; 
É reconhecidamente citado como o oxidante mais eficiente na conversão de SO2 em 
SO4
2-, um dos maiores responsáveis pela acidez das águas de chuva (DENG e ZUO, 1999). 
Certamente a sua utilização deve ser conduzidacom segurança e responsabilidade, 
para se evitar riscos de queimas e explosões (KLAIS, 1993). 
As principais características do Peróxido de hidrogênio relacionadas com os aspectos 
ambientais estão sumarizadas na tabela 5.16. 
 
Tabela 5.16. Principias características do Peróxido de hidrogênio relacionadas ao meio ambiente 
Peróxido de Hidrogênio 
Potencial de concentração na cadeia 
alimentar 
Demanda bioquímica de oxigênio 
(DBO) 
National Fire Protection 
Association 
(NFPA) 
nenhum. nenhum. perigo de saúde (azul): 2 
inflamabilidade 
(vermelho): 0 
reatividade (amarelo): 1 
nfpa: (obs.x) 
Informações Ecotoxicológicas 
informações 
sobre 
intoxicação 
humana 
toxicidade 
- limites e 
padrões 
toxicidade ao 
homem e 
animais 
superiores 
(vertebrados) 
toxicidade: 
espécie: 
rato 
toxicidade: 
espécie: 
camundongo 
toxicidade 
aos 
organismos 
aquáticos: 
toxicidade a 
outros 
organismos: 
mutagenicidade 
 156 
evitar contato 
com o líquido 
e o vapor 
P.O.: não 
pertinente 
P.P.: não 
estabelecido 
IDLH: 75 
ppm 
LT: brasil - 
valor médio 
48h: dado 
não 
disponível 
LT: brasil - 
valor teto: 
dado não 
disponível 
LT: EUA - 
twa: 1 ppm 
LT: EUA - 
stel: não 
estabelecido 
m.d.t.: dado 
não 
disponível 
m.c.t.: dado 
não 
disponível 
via 
respiração 
(CL50): (4 
h) = 2.000 
mg/m³ 
 
via cutânea 
(DL50): 
4.060 
mg/kg 
via 
respiração 
(CL50): lclo = 
227 ppm 
salmo sp: 
tóxico: > 40 
ppm; tempo 
não 
determinado 
- água 
marinha. 
 
salmonella 
typhimurium: 
"mmo" = 10 
ul/placa ;ser 
humano "dns" = 
1 mmol/l 
(fibroblasto) 
(obs. 3) 
Código NAS (National Academy of Sciences) 
Fogo Saúde Poluição das 
Águas 
Reatividade 
fogo: 0 vapor irritante: 2 
líquido/sólido irritante: 3 
venenos: 1 
toxicidade 
humana: 1 
toxicidade 
aquática: 3 
efeito estético: 
1 
outros produtos 
químicos: 4 
água: 1 
auto reação: 3 
Fonte: http://www.cetesb.sp.gov.br/Emergencia/produtos/produto_consulta_nome.asp. Acessado em 13 de Maio 
de 2010. 
 
Ozônio 
A alta toxicidade do ozônio ao ser humano torna extremamente perigosa sua aspiração 
direta. Entretanto, a ingestão indireta, através de água ozonizada, não representa perigo sério 
ao ser humano, pois a meia vida do ozônio dissolvido na água é relativamente curta. A 
 157 
tolerância do ser humano quando exposto em local com ozônio no ar pode ser observada na 
figura 5.2. Quando exposto durante cerca de 2 horas a uma dosagem de ozônio no ar da ordem 
de 2 mg/l, o ser humano sente secura na boca e garganta, dores no peito, perda de habilidade 
mental, dificuldade de coordenação e articulação, tosse e perda de 13% da capacidade vital. 
(DI BERNARDO, 1993, p.481). 
 
 
Figura 5.3 Tolerância do ser humano ao ozônio 
Fonte: DI BERNARDO (1993, p.482) 
 
O ozônio é pouco tóxico para os organismos aquáticos, sendo que os riscos mais 
freqüentemente evocados referem-se à formação de compostos mutagênicos, a partir dos 
numerosos produtos residuais industriais (CHERNICHARO et al., 2001). 
Chernicharo et al., (2001) relatam ainda sobre a toxicidade do ozônio, principalmente 
sobre vias respiratórias, a necessidade de chamar a atenção sobre os efeitos que o ozônio pode 
provocar sobre os indivíduos que estão expostos profissionalmente, principalmente o pessoal 
de grandes estações com grande produção de ozônio. 
 
 
 
 158 
5.6. Impactos ambientais relacionados aos setores da ETE 
 
Grades 
O correto dimensionamento da abertura das grades é um ponto muito importante na 
prevenção de impactos ambientais gerados no processo de gradeamento. Na abertura 
superdimensionada os resíduos sólidos que deveriam ficar retidos passarão para as etapas 
posteriores da ETE, causando entupimento ou assoreamento do corpo receptor. Caso o 
espaçamento entre as grades estejam subdimensionados ocorrerá a obstrução das grades 
graças a retenção em excesso de resíduos sólidos. 
A obstrução das grades pode causar represamento dos esgotos no canal a montante, 
podendo ocasionar o aumento demasiado da velocidade do esgoto entre as barras, arrastando 
alguns materiais que se deseja reter e causando danos aos equipamentos que se seguem na 
ETE (LA ROVERE, 2002). 
O represamento das grades também poderá a um transbordamento do afluente devido 
ao aumento do nível do canal a jusante das grades. 
 Os resíduos retirados podem apresentar odor muito forte, característico de ovos podres 
Mara e Silva (1996). O material removido deverá ser encaminhado para locais de tratamento 
ou disposição final adequada. Este material antes de ser encaminhado para o destino, deve ser 
lavado, secado e se necessários condicionados produtos químicos. A lavagem pode ser feita 
manualmente por meios de jato de água ou mecanicamente através de esteiras mecânicas com 
jatos de água. A secagem pode ser por simples drenagem do material acumulado ou por meio 
de dispositivos mecânicos (prensas, parafuso sem fim, e etc). 
Para o combate aos odores ou a proliferação de insetos, pode-se usar produtos 
químicos, como cal. (LA ROVERE, 2002). 
 
Desarenadores 
Por permanecer imerso no esgoto, a areia está contaminada por organismos 
patogênicos, libera odores ofensivos, além de atrair insetos e roedores (PRADO, 2006). 
 159 
Com vazão baixa (em torno de 0,30 m/s) haverá deposição da areia com a matéria 
orgânica ocasionando odores desagradáveis pela decomposição do material sedimentado. Por 
isso, deve-se, sempre que possível, instalar os desarenadores em áreas abertas. Velocidade 
mais alta (geralmente superiores a 0,30 m/s) possibilitará o arraste de partículas acima do 
valor que se deseja reter, prejudicando os dispositivos subseqüentes (LA ROVERE, 2002). A 
presença de areia nos decantadores é um grande problema, pois facilmente danifica os 
raspadores. As bombas e tubulações também são muito afetadas, o poder abrasivo da areia 
com freqüente provoca vazamentos nestes equipamentos. Ao final do processo a areia 
presente no efluente causa assoreamento do corpo receptor. 
 De acordo com a quantidade de matéria orgânica presente na areia, é possível que ela 
possa ser utilizada para reposição do material drenante utilizado no leito de secagem; quando 
bem lavada e selecionada, poderá ser utilizada em obras na própria ETE, ou ainda para aterros 
próximos. (LA ROVERE, 2002; PRADO, 2006). 
 
Decantadores 
 Os decantadores são grandes estruturas, cuja função, é promover a 
sedimentação dos sólidos contidos no efluente. A sedimentação é um processo físico, logo se 
devem evitar nos decantadores as condições para ocorrência da atividade microbiana. 
A falta de inclinação no fundo dos decantadores pode comprometer o 
encaminhamento do lodo para o poço de acumulação. Isso certamente levará ao acúmulo do 
lodo no fundo do decantador, que posteriormente será degradado anaerobicamente, e em 
conseqüência disso, ocorrerá o desprendimento de maus odores. Além disso, pode ocorrer o 
arraste de lodo para a superfície. 
 O uso de telas e cercas no decantador pode ser de grande importância para evitar a 
queda de animais, pessoas ou objetos, e conseqüentemente paralisação na operação. (LA 
ROVERE, 2002). 
 Em alguns decantadores, principalmente os retangulares, deve-se ter atenção para a 
retirada de toda a escuma, durante a retirada de carga do mesmo, caso contrário, durante o 
processo de rebaixamento do nível, a escuma irá passar pelos vertedores de saída do e fluente. 
 
 160 
Remoção de gordura e sólidos flutuantes (escuma) 
Operação se resume nas limpezas periódicas e remoção da gordura e sólidos flutuantes 
retidos é feita nos decantadores e tem com finalidade evitar que o material seja arrastado com 
o efluente. 
Acúmulo do gordura nas unidades de tratamento pode gerar odores desagradáveis 
prejudicando o funcionamento de outros dispositivos. Caso sejam jogados em corpos hídricos 
receptores, poderão causar mortandade de peixes devido à ausência de oxigênio.(LA 
ROVERE, 2002). 
Leitos de secagem 
 O leito de secagem é o local onde o lodo é depositado com o objetivo de estabelecer a 
sua exposição ao sol afim de se promover a desidratação. O lodo é considerado seco quando 
atinge umidade em torno de 70%, ou teor de sólido de 30%, possibilitando boas condições 
para remoção e transporte (LA ROVERE, 2002). 
O dimensionamento inadequado do tanque de armazenamento, da camada drenante 
e/ou do sistema de drenagem do leito são os principais problemas no leito de secagem. 
Os tijolos da camada-suporte podem estar mal assentados, dificultando a remoção do 
lodo seco e a reposição dos tijolos defeituosos. Pode ocorrer também a dificuldade na 
distribuição uniforme da camada de lodo ao longo de toda a área, levando a permanência de 
restos de lodo ou de áreas úmidas no leito de secagem podendo com isso, ocorrer à liberação 
de gases dissolvidos no lodo. 
As juntas dos tijolos da camada-suporte não devem ser maiores do que o necessário 
pois, desta forma será facilitado à contaminação do solo. 
Liberação de odores e atração de vetores também são problemas possíveis em leitos de 
secagem. 
 
Lodos ativados 
A eliminação do efluente rico em sólidos é talvez um dos maiores problemas 
ambientais. Isso pode ocorrer por falha no controle do lodo recirculado, neste caso o lodo 
 161 
pode ficar mais tempo no tanque de aeração prejudicando a sua decantação futura, tendo em 
vista a relação entre idade do lodo e a decantabilidade. (LA ROVERE, 2002). 
A falta de oxigenação devido à interrompimento de energia elétrica pode levar a morte 
dos microorganismos presentes e desta forma causar geração de maus odores. 
Aerossóis formados na agitação mecânica do meio líquido, quando s utilizam 
aeradores convencionais de superfície. Doenças como a tuberculose, cujo bacilo é muito 
resistente pode ser levado em aerossóis em até um raio de 500m. (LA ROVERE, 2002; 
PONSONI et al.,2004). 
Falhas no processo podem levar a elevada produção de espumas que são desprendidas 
e conduzidas pelo vento para áreas vizinhas. 
 
Filtros biológicos 
Erros na profundidade e no meio filtrante podem causar entupimento, distribuição 
inadequada ou falta de ventilação, conseqüentemente, a geração de maus odores. 
Proliferações de moscas Psychoda alternata podem ocorrer nos filtros. Estas são 
extremamente perturbadoras para vizinhança (LA ROVERE, 2002). 
 
Lagoas de estabilização 
Devem ser levadas em consideração as características do terreno, localização do lençol 
freático, taxa de percolação, características topográficas, características do solo para se evitar 
a contaminação do solo. 
Um dos principais aspectos ambientais nas lagoas de estabilização é a questão da 
proliferação de insetos, principalmente de mosquitos em área de doenças endêmicas como 
dengue, febre amarela e malária. Para que isso não ocorra, é importante que não haja 
vegetação muito perto das lagoas e que se tenha profundidades superiores a 80/90 cm. (LA 
ROVERE, 2002). 
 
 
 162 
Flotador 
Os flotadores, quando mal operados pode gerar arraste de lodo, quando o tempo de 
retenção é reduzida ou excessiva, ocasionando contaminação do corpo receptor. 
 
Digestores 
Os digestores devem possuir flair para queima permanente de gases, caso contrário 
ocorrerá a liberação de metano para a atmosfera. Deve-se chegar freqüentemente à produção 
de gases e caso seja detectado queda na produção, deve-se verificar cuidadosamente a 
estrutura dos digestores, pois podem surgir fissuras e, conseqüentemente, escapamento de 
gases e até incêndios. (LA ROVERE, 2002). 
 As bombas de recirculação de lodo podem ser focos de vazamento de lodo. 
 
Reator UASB 
Nos reatores UASB pode ocorrer à liberação de maus odores, segundo Chernicharo et. 
al., (1999), isto está geralmente associado à redução de compostos de enxofre a sulfeto de 
hidrogênio (H2S), que pode escapar do reator, tanto por via gasosa (coletor de gases) como 
por via liquida (dissolvido no efluente). 
O processo de degradação da matéria orgânica desenvolvido no interior do reator 
UASB possui uma etapa denominada metanogênese, onde se dá a conversão do substrato em 
CO2 e gás metano, gases conhecidos por serem responsáveis pelo aquecimento global. 
 
Descarte do lodo 
 O descarte do lodo é um processo que gera grandes problemas ambientais. A tabela 
5.17 mostra os principais impactos ambientais relacionados com o descarte do lodo. 
 
 
 
 163 
Tabela 5.18.: Impactos ambientais relacionados as diferentes alternativas de disposição de lodo de esgoto. 
Alternativa de disposição Potenciais impactos ambientais negativos 
Descarga oceânica 
Poluição da água e do sedimento; 
Alteração de comunidades da fauna marinha; 
Transmissão de doenças; 
Contaminação de elementos da cadeia alimentar. 
Incineração 
Poluição do ar; 
lmpactos associados com o local de disposição 
das cinzas. 
Aterro sanitário 
Poluição das águas superficial e subterrânea; 
Poluição do ar; 
Poluição do solo; 
Transmissão de doenças; 
Impactos estéticos e sociais. 
Disposição superficial no solo (landfarming) 
Poluição das águas superficial e subterrânea; 
Poluição do ar; 
Poluição do solo; 
Transmissão de doenças; 
Recuperação de áreas degradadas. 
Poluição das águas superficial e subterrânea; 
Poluição do solo; 
Odor; 
Contaminação de elementos da cadeia alimentar; 
Transmissão de doenças. 
Reciclagem agrícola 
Poluição das águas superficial e subterrânea; 
Poluição do solo; 
Contaminação de elementos da cadeia alimentar; 
Transmissão de doenças; 
Impactos estéticos e sociais. 
Adaptado de LARA et al., (2001) 
 164 
6 – Avaliação dos impactos ambientais 
 
É indiscutível que o tratamento do esgoto bruto na ETE traz benefícios ambientais, 
mas, como toda indústria de transformação, os processos utilizados podem impactar o 
ambiente, de modo positivo e/ou negativo, mesmo quando objetivo é a conservação da 
qualidade dos recursos hídricos da localidade atendida. Ao considerar a variável ambiental, 
como já vem ocorrendo em diversos setores industriais, uma ETE não só pode reduzir 
eventuais impactos ambientais decorrentes de suas atividades, como também aumentar a 
eficiência de seus processos, melhorar sua relação com a comunidade, prevenir acidentes e 
otimizar o consumo de energia. (LA ROVERE, et al, 2002). 
Em qualquer proposta de implementação de um empreendimento é prática usual, tanto 
do ponto de vista da engenharia como da economia, a elaboração de uma análise das relações 
entre custos e benefícios. Mais recentemente, a sociedade tem reconhecido que, para além 
destas análises habituais, deve haver uma avaliação detalhada do efeito de um 
empreendimento sobre o meio ambiente. Tendo em vista que Estações de Tratamento de 
Esgoto (ETEs) correspondem a empreendimentos causadores de impactos ambientais, é de 
grande importância aplicar métodos para a identificação destes impactos possibilitando a 
proposição de medidas mitigadoras e preventivas. 
A avaliação dos impactos ambientais (AIA) pode ser definida como um processo 
destinado a identificar, prognosticar, avaliar e mitigar os impactos ambientais. Tais métodos 
têm como objetivo tentar estabelecer uma relação entre os aspectos e os impactos ambientais 
associados à implementação ou operação de um determinado empreendimento. 
Na norma NBR ISO 14001 são apresentadas as seguintes definições para aspectos e 
impactos ambientais (ABNT, 2004): 
• aspecto ambiental: elemento das atividades, produtos ou serviços de uma organização 
que pode interagir com o meio ambiente; 
• impacto ambiental: qualquer modificação do meio ambiente, adversa ou benéfica, 
que resulte, no todo ou em parte, das atividades, produtos ou serviços de uma 
organização. 
Em ETEs os aspectos ambientais verificados nas avaliações de impactos ambientais 
com mais freqüência são: 
 165 
• geração e lançamento de emissões atmosféricas(gases, materiais particulados, ruídos); 
• geração e lançamento de efluentes líquidos fora dos padrões legais estabelecidos; 
• geração e disposição de resíduos sólidos; 
Estes aspectos em sua maioria estão relacionados aos impactos ambientais apresentados a 
seguir: 
• alteração da qualidade do ar; 
• alteração da qualidade de água superficial; 
• alteração da qualidade de água subterrânea; 
• assoreamento de corpos d’água; 
• alteração da qualidade de solos; 
• esgotamento de recursos naturais; 
• uso / modificação de espaço físico; 
• danos à flora e à fauna; 
• aquecimento global; 
 
Embora a relação entre aspectos e impactos ambientais seja óbvia em alguns casos, 
pode apresentar mecanismos complexos em outros, demandando uma análise mais completa 
para estabelecer o vínculo entre causa e efeito. Como exemplos podemos citar as emissões 
atmosféricas de partículas sedimentáveis que podem levar à contaminação do solo superficial, 
que em seqüência pode contaminar as águas superficiais, através da drenagem pluvial no solo, 
que por fim pode causar danos à flora e à fauna dependentes destas águas. Por outro lado, os 
contaminantes carreados pela água pluvial podem infiltrar e percolar no solo, alcançando o 
lençol freático e levando à contaminação da água subterrânea. Mais exemplos dessa 
complexidade podem ser encontrados em Holland e Watkiss (2005). 
Além da sua utilidade na implantação de SGAs, a avaliação dos impactos ambientais é 
uma ferramenta de grande utilidade para o andamento de auditorias ambientais, tanto as de 
conformidade legal quanto as de certificação ambiental. A lei n 1.898 de Auditorias 
Ambientais do Estado do Rio de Janeiro, por exemplo, é explicita no que diz respeito à 
obrigatoriedade da realização de Auditorias Ambientais em instalações de tratamento e nos 
sistemas de disposição final de esgotos domésticos (LA ROVERE et al, 2002). 
 166 
A Diretriz 056-R.3 - Diretriz para realização de auditoria ambienta do Estado do Rio 
de Janeiro, informa que um dos seus objetivos é “...4.6 - Avaliar os impactos e eventuais 
riscos para a qualidade ambiental na empresa ou atividade e em área de influência. Já a norma 
de certificação de sistemas de gestão ambiental ABNT, NBR ISO 14001, tem como um dos 
requisitos mais importantes o 4.3 - Aspectos ambientais que diz “... A organização deve 
estabelecer e manter procedimento(s) para identificar os aspectos ambientais de suas 
atividades, produtos ou serviços que possam por ela ser controlados e sobre os quais presume-
se que ela tenha influência, a fim de determinar aqueles que tenham ou possam ter impacto 
significativo sobre o meio ambiente. A organização deve assegurar que os aspectos 
relacionados a estes impactos significativos sejam considerados na definição de seus objetivos 
ambientais. (LA ROVERE, et al, 2002). 
Outra situação em que a avaliação dos impactos ambientais pode ser requerida é 
durante o momento de licenciamento da ETE, não muito raro, a referida avaliação está 
presente entre as condicionantes exigidas pelo órgão ambiental. 
 Por tudo isso, a avaliação dos impactos ambientais tem se constituído nos últimos anos 
em um importante instrumento de suporte para a tomada de decisão, por proporcionar os 
elementos necessários à avaliação dos impactos causados pela implementação e operação de 
determinadas atividades ou pelo lançamento de determinadas substâncias no ambiente 
(MEDEIROS, 2001). 
 Dentre os benefícios gerados pela identificação dos impactos ambientais, podemos 
citar: 
Gestão ambiental – estimar os impactos ambientais do empreendimento facilita no 
gerenciamento destes; 
Oportunidade de novos negócios - inovações em produtos e serviços, novos mercados, 
inovações em distribuição, a localização da cadeia de abastecimento; 
Preservação de mercado – estabilidade no mercado devido ao fortalecimento da marca e 
lealdade dos consumidores; 
Comunidade – estabelecimento da relação com a comunidade através de melhores canais de 
comunicação; 
 167 
Licenças e autorizações – maior facilidade na obtenção de licenças e autorizações através de 
uma melhor relação com os órgãos governamentais. 
 
6.1 - Histórico da Avaliação de Impacto Ambiental 
A Avaliação de Impacto Ambiental - AIA teve origem a partir da fusão do controle da 
poluição com a conservação da natureza, sob o tema abrangente da Proteção Ambiental 
(GILPIN,1995). Colby (1991) também observa que as avaliações de impactos ambientais 
surgiram na década de 70 e foram institucionalizadas em determinados países industrializados 
sob o paradigma de desenvolvimento denominado de Proteção Ambiental. Nele, a proposta 
era prover um mecanismo racional para a avaliação dos custos e benefícios das atividades de 
desenvolvimento, antes da sua implantação efetiva. Nessa fase, a ênfase era dada ao controle 
da poluição no tocante à reparação e ao estabelecimento de limites para as atividades danosas. 
Com isso, a abordagem regulatória dos instrumentos de comando e controle e a prescrição de 
inovações tecnológicas surgiram como solução confiável para os problemas de poluição. 
Entretanto, Colby (1991) destaca que nessa fase era visível uma crescente preocupação, mas 
não ainda totalmente incorporada, com a aplicação do conceito de sustentabilidade que 
começava a aparecer na agenda política internacional, particularmente no ambiente das 
conferências mundiais, onde o tema corrente, segundo Perman et al. (1999) era a relação entre 
pobreza, desenvolvimento econômico e meio ambiente. 
Em 1970, nos EUA (MORRIS, 1995, p.1; SUREHMA/GTZ, 1992, p.1), a pressão 
pública obrigou o governo a estabelecer uma política ambiental nacional através da NEPA 
(National Environment Policy Act). Através desta lei, surgiu uma tendência de utilização da 
Avaliação de Impacto Ambiental (AIA) como processo para análise da variedade de impactos, 
visando integrá-los na tomada de decisão dos projetos. 
A evolução da Avaliação de Impacto Ambiental (AIA) pode ser dividida em várias 
etapas. Inicialmente, na década de 1970, foram introduzidos os princípios básicos, arranjos 
institucionais, desenvolvidas as primeiras técnicas de condução da AIA e implementadas as 
primeiras legislações sobre o assunto. 
No final da década de 1970 e início dos anos 80, a Avaliação de Impacto Ambiental, 
que originalmente analisava os meios físico e biótico, passou a incluir progressivamente os 
aspectos sociais e de saúde, análise de risco e fatores relacionados com a participação pública. 
 168 
Em meados dos anos 80 e 90, o método foi redirecionado com aumento dos esforços 
para análise dos efeitos cumulativos, implementação de uma estrutura de planejamento e de 
regulamentação, estabelecimento do monitoramento, da auditoria e de outros procedimentos 
de retroalimentação (feedback). 
Na década de 90 houve significantes desenvolvimentos nos métodos para Avaliação 
de Impacto Ambiental (AIA). As maiores reformas foram feitas baseadas em sucessos na 
implantação deste tipo de procedimento na Austrália, EUA, Nova Zelândia e Canadá. Tendo 
sido formalmente reconhecido na Reunião de Cúpula do Rio de Janeiro (“Earth Summit – 
UNCED – United Nations Conference on Environment and Development”), realizada no Rio 
de Janeiro, em 1992. 
Atualmente vários países têm contemplado na sua legislação ambiental a 
obrigatoriedade da Avaliação do Impacto Ambiental (AIA) como uma importante ferramenta 
de gerenciamento ambiental. Nos Estados Unidos da América, primeiro país a adotar uma 
legislação sobre a Avaliação do Impacto Ambiental (AIA), esta “lei” estabelecia a 
necessidade da preparação de uma declaração prevendo os impactos ambientais para qualquer 
tipo de projeto (SUREHMA/GTZ, 1992, p.3). No Canadá, o “Canadian Environmental 
Assessment Act (the Act)” especifica qual a forma da Avaliação de Impacto Ambiental é 
necessária para cada tipo de projeto (SADDLER, 1996, p.2-14). Na Austrália 
(ENVIRONMENTAUSTRALIA, 2002, p.1), cada estado e/ou território tem sua legislação 
própria relativa à Avaliação de Impacto Ambiental. A legislação principal relativa no país é o 
“EPIP Act – Environment Protection (Impact of Proposals) Act”. Esta legislação foi 
estabelecida em 1974 e substituída pelo “Environment Protection and Biodiversity 
Conservation Act (EPBC Act)”, em 1999. Esta legislação envolve o envio da proposta para o 
Ministério do Meio Ambiente, a elaboração de informações preliminares da proposta (“NOI – 
Notice of Intention”) e o seu encaminhamento para o órgão federal responsável pelo meio 
ambiente que irá decidir qual o nível de avaliação que será necessário para o projeto em 
questão. 
O Processo de Avaliação de Impacto Ambiental foi instituído no Brasil pela Lei nº 
6.938/81 que no seu Art. 9º (Instrumentos da Política Nacional do Meio Ambiente), inciso III, 
faz menção a avaliação de impactos ambientais. A Constituição federal/1988, no seu inciso IV 
menciona que deve ser exigido, na forma da lei, para instalação de obra ou atividade 
 169 
potencialmente causadora de significativa degradação do meio ambiente, estudo prévio de 
impacto ambiental, a que se dará publicidade. 
A institucionalização da AIA no Brasil, e em diversos outros países, se guiou pela 
experiência norte-americana (de 1969 - National Environmental Policy Act – NEPA), que 
introduziu a execução da avaliação de impacto ambiental como um requerimento formal de 
política pública a ser procedida na análise de planos, programas, projetos e de propostas 
legislativas de intervenção no meio ambiente. O propósito do NEPA foi, entre outros, o de 
promover esforços para prevenir ou eliminar danos ao meio ambiente, pelos quais as agências 
deveriam utilizar uma abordagem interdisciplinar e sistemática que asseguraria que valores 
ambientais não quantificáveis no presente momento seriam considerados no processo 
decisório, juntamente com os aspectos técnicos e econômicos (SADLER, 1996). 
Para Cocklin et., al. (1992), a orientação dada pelo NEPA foi seguida por muitos 
países, tendo a AIA se tornado uma prática padrão, com expressivo progresso nos 20 anos 
subseqüentes, no que diz respeito ao seu entendimento, aos métodos de análise, aos arranjos 
institucionais e a sua prática geral. Gilpin (1995) observa que a terminologia adotada para 
essa proposta metodológica de avaliação dos impactos ambientais decorrentes da atividade 
econômica pode variar de um país a outro, sendo que essa variação ocorre tanto em 
significado, como no escopo de aplicação. 
6.2 Métodos de Avaliação dos Impactos Ambientais (AIA) 
Existem vários métodos de Avaliação de Impacto Ambiental (AIA) conhecidos. A escolha 
do método pode depender de vários fatores como por exemplo (adaptado de 
SUREHMA/GTZ, 1992, p.6): 
• tipo e tamanho do projeto; 
• objetivo da avaliação; 
• alternativas que também devem ser avaliadas; 
• a natureza dos impactos prováveis; 
• a natureza e conveniência do método de identificação do impacto; 
• a experiência da equipe de Avaliação de Impacto Ambiental (AIA) com o método de 
identificação do impacto escolhido; 
• os recursos disponíveis – custo, informação, tempo, pessoal; 
 170 
• o tipo de envolvimento público no processo e a experiência do empreendedor com o 
tipo de projeto e tamanho. 
A combinação de dois métodos bem como adaptações em métodos existentes também 
pode ser utilizada para tornar a avaliação mais completa e exata (ALMEIDA, 2002). 
Segundo Almeida (2002), independentemente da metodologia escolhida, de uma 
forma geral, todas as técnicas devem contemplar as seguintes etapas: 
1 - Desenvolvimento de um completo entendimento da ação proposta. 
2 – Aquisição de um completo entendimento do ambiente a ser afetado. 
3 – Determinação dos possíveis impactos sobre as características ambientais quantificando, 
quando possível, as mudanças. 
4 – Apresentação dos resultados da análise de maneira tal, que a avaliação das prováveis 
conseqüências ambientais da ação proposta possa ser utilizada num processo de decisão. 
Uma gama extensiva de métodos foi desenvolvida para avaliar os impactos ambientais 
potenciais de uma proposta (SUREHMA/GTZ, 1992, p.6-32 e RODRIGUES, 1998, p.25). 
Alguns métodos existentes de Avaliação de Impacto Ambiental estão descritos na tabela 6.1. 
 
Tabela 6.1 – Principais métodos de Avaliação de Impactos Ambientais e suas características. 
Método de AIA Características 
AdHoc • Feitos através de reuniões com especialistas; 
• Pode-se utilizar um questionário com dúvidas sobre o 
empreendimento previamente elaborado; 
• Vantagens – rapidez na identificação dos impactos; 
• Desvantagens – vulnerabilidade a subjetividade tendenciosas. 
Listagens de controle • Feitos através de listas de fatores (ou componentes) ambientais 
potencialmente afetáveis pelas ações propostas; 
• Vantagens – simplicidade aplicação, reduzida exigência quanto 
a dados e informações; 
• Desvantagens – não permite projeções e previsões ou a 
identificação de impactos de segunda ordem. 
• Exemplos: listagens descritivas, listagens comparativas, 
listagens comparativas, listagens em questionário, listagens 
ponderais. 
Método da 
superposição de cartas 
Composta por cartas temáticas relativas aos fatores ambientais 
potencialmente afetados; 
 171 
As informações são resultado da sobreposição segundo conceitos de 
fragilidade; 
É bastante utilizada em rodovias, dutos e linhas de transmissão. 
Métodos de redes de 
interação 
São importantes para indicar impactos indiretos ou de ordem inferior, 
destacando-os dos impactos primários ou diretos; 
Tem como vantagem a possibilidade de atuação no conjunto de ações 
que contribuem para a magnitude de um impacto; 
Como desvantagens pode-se destacar o fato de só abranger impactos 
negativos. 
Método das matrizes 
de interação 
Disposto em linhas e colunas os impactos ambientais e as ações; 
Tem como vantagem a possibilidade de identificar o impacto de cada 
ação isoladamente; 
Tem como desvantagem o fato de não detectar critérios de relevância e 
de ponderação dos indicadores ambientais, para torná-los 
comensuráveis; 
Como exemplo de técnica podemos citar a matriz de Leopold. 
Métodos dos modelos 
de simulação 
São modelos matemáticos com a finalidade de representar o 
funcionamento dos sistemas ambientais em relação a fatores físicos, 
biológicos e socioeconômicos; 
Como dificuldade temos a dificuldade de encontrar dados requeridos 
para a calibração do modelo, dificuldade em incorporar fatores como 
os estéticos, sociais e outros; 
Como vantagens citamos a versatilidade, a possibilidade de previsão 
de projeções temporais e comunicação interdisciplinar. 
Método da análise 
benefício-custo 
Propõe-se a computar e comparar os custos e os benefícios de um 
projeto ou de suas alternativas. 
Fonte: BRAGA et,. al. (2005) 
Dentre os métodos de AIA a Matriz de Leopold (LEOPOLD et. al, 1971) é a mais 
difundida e utilizada no pais. Apesar de ser um método de AIA bastante abrangente, de baixo 
custo e de caráter multidisciplinar, apresenta algumas desvantagens, como por exemplo: a 
necessidade do estabelecimento de pesos, que constitui um dos pontos mais críticos, não só 
das técnicas matriciais, mas também dos demais métodos quantitativos. A matriz de Leopold 
pode ser criticada neste sentido, pois, em sua concepção primeira não explicita claramente as 
bases de cálculo das escalas de pontuação de importância e da magnitude. 
 172 
Par outro lado, o usuário sente-se mais livre para modificá-la e encontrar suas 
necessidades de acordo com o projeto em questão, isto é o que vem acontecendo na maioria 
das AlA de diversos projetos nacionais: uso de Matrizes modificadas, tendo como base a 
estrutura da Matriz de Leopold (COUTO, 1980; ROSA CLAUDIO, 1987). 
Uma modificação da matriz de Leopold muito utilizada foi feita por Rocha (1997). O 
referido autor fez substanciais modificaçõesprincipalmente no que concerne a adaptação e 
complementação da parte quantitativa do método. 
 
6.2.1. – Matriz Leopold 
A Matriz de Impactos, ou Matriz de Correlação Causa x Efeito, foi inicialmente 
proposta por Leopold (1971), e vem sendo alterada e aperfeiçoada, com o intuito de melhor 
adequá-la aos objetivos do Estudo de Impacto Ambiental. 
 Trata-se de um método quantitativo de avaliação de impacto. Segundo Tommasi 
(1993), o uso da matriz de Leopold permite uma rápida identificação, ainda que preliminar, 
dos problemas ambientais envolvidos em determinado processo, também permite identificar 
para cada atividade, os efeitos potenciais sobre variáveis ambientais. Tem sido utilizada em 
Estudos de Impactos Ambientais, procurando associar os impactos de uma determinada ação 
de um empreendimento com as diversas características ambientais de sua área de influência. 
Baseadas na matriz de Leopold, as matrizes atuais correspondem a uma listagem 
bidimensional para identificação de impactos, permitindo, ainda, a atribuição de valores de 
magnitude e importância para cada tipo de impacto. Os impactos positivos e negativos de 
cada meio (físico, biótipo e sócio-econômico) são alocados no eixo vertical da matriz, de 
acordo com a fase em que se encontrar o empreendimento (implantação e/ou operação), e com 
as áreas de influência (direta e/ou indireta), sendo que alguns impactos podem ser alocados, 
tanto nas fases de implantação e/ou operação, como nas áreas direta e/ou indireta do projeto, 
com valores diferentes para alguns de seus atributos respectivamente. Cada impacto é, então, 
alocado na matriz por meio (biótico, antrópico e físico), e cada um contém subsistemas 
distintos no eixo vertical, sobre o qual os impactos são avaliados nominal e ordinalmente, de 
acordo com seus atributos. 
 173 
Os atributos com suas escalas nominais (atribuindo qualificações, por exemplo, alto, 
médio e baixo) e ordinal (atribuindo uma ordenação hierarquizada – por exemplo, primeiro, 
segundo e terceiro graus), possibilitam uma melhora da análise qualitativa, como destaca-se a 
seguir. 
• Extensão – Tamanho da ação ambiental do empreendimento 
• Periodicidade – Define o tempo necessário para o término da manifestação dos 
efeitos gerados pela ação. É classificado da seguinte forma: 
Permanente – Aquele cujo efeito se manifesta através de alternâncias regulares 
em sua permanência. 
Variável – Aquele cujo efeito se manifesta através de alterações irregulares em 
sua permanência. 
Temporário – Aquele cujo efeito se manifesta como um modo de ação 
intermitente e contínuo ao longo do tempo. 
• Intensidade – Está relacionada ao impacto ambiental causado. Pode ser baixo, médio 
ou alto. 
• Distribuição espacial – Define a abrangência do impacto. É classificado da seguinte 
forma: 
Pontual – quando a ação impactante produz feito muito localizado. 
Parcial – efeito maior do que o pontual, afeta uma área de abrangência 
mediana. 
Externo – se estende por uma grande área. 
• Ação – É classificado da seguinte forma: 
Primário – É aquele cujo efeito tem uma incidência imediata em algum fator 
ambiental. 
Secundário – Aquele cujo efeito supõe uma incidência imediata a respeito da 
interdependência de um fator ambiental com outro. 
• Ignição – É classificado da seguinte forma: 
Imediata - quando o efeito surge simultaneamente com a ocorrência da ação. 
 174 
Médio prazo - quando o efeito se manifesta com certa defasagem de tempo em 
relação à ação. 
Longo prazo – a manifestação ocorre em um longo tempo em relação à ação. 
• Criticidade – Definidas como o nível de interatividade entre os fatores, de modo a 
aumentar o poder de modificação do impacto. É classificado da seguinte forma: 
baixa – Aquele cujo efeito se manifesta sobre apenas um componente 
ambiental, cuja ação é individualizada, sem conseqüências para outros novos efeitos 
nem na acumulação destes impactos. 
médio – Aquele efeito que ao prolongar-se no tempo, sua ação como agente 
impactante se incrementa progressivamente. 
alto – Aquele que se produz quando o efeito conjunto da presença simultânea 
de vários agentes ocasiona uma incidência ambiental maior que o efeito das 
incidências individuais contempladas isoladamente. 
Os estudos nominais e ordinais dos atributos são utilizados para determinação da 
magnitude e importância dos impactos, sendo a magnitude, segundo Bisset (1986), definida 
como a medida de gravidade de alteração do valor de um parâmetro ambiental. 
Dessa maneira, a magnitude é a soma dos valores determinados para os atributos 
extensão, periodicidade e intensidade. Já a importância do impacto, segundo Bisset (1986), é a 
medida de significância de um impacto. Logo, a importância é o resultado da soma dos 
valores de magnitude e dos atributos de ação, ignição e criticidade. 
Os componentes de cada fase do empreendimento e por área de influência apresentam 
também uma magnitude e importância médias de impactos positivos e negativos que são 
calculados. Finalmente, a magnitude por meio (físico, biótico e antrópico, ou sócio-
econômico) é a média das magnitudes totais, e a importância dos impactos em cada meio é 
representada pela média das importâncias totais de cada subsistema ambiental. 
O princípio básico da Matriz de Leopold consiste em, primeiramente, assinalar todas 
as possíveis interações entre as ações e os fatores, para em seguida estabelecer em uma escala 
que varia de 1 a 10, para a magnitude e importância de cada impacto, identificando se o 
mesmo é positivo ou negativo. Enquanto a valoração da magnitude é relativamente objetiva 
ou empírica, pois refere-se ao grau de alteração provocado pela ação sobre o fato ambiental, a 
 175 
pontuação da importância é subjetiva ou normativa uma vez que envolve atribuição de peso 
relativo ao fator afetado no âmbito do projeto. 
A Matriz de Leopold considera até 100 ações que podem causar impacto, 
representadas por colunas e 88 características e condições ambientais que podem ser 
impactadas, representadas por linhas. (ABI-CHAHIN et. al., 2008) 
Nas quadrículas formadas, os analistas deverão expor suas impressões que 
caracterizem a magnitude e intensidade dos impactos. Deverá ser preparada uma matriz para 
cada alternativa de projeto a ser analisado. São considerados na composição da matriz os 
atributos de impacto, com suas escalas nominais (alto, médio ou baixo impacto) e ordinais 
(primeiro, segundo ou terceiro). Os estados nominais e ordinais dos atributos são utilizados 
para determinar a magnitude através de conceitos numéricos. A importância destes impactos 
deve ser qualificada como POSITIVO e NEGATIVO atribuindo-se sinal (+) ou (–), 
respectivamente. (ABI-CHAHIN et. al., 2008) 
 Onde serão classificados como impactos positivos – Aqueles admitidos como tal, 
tanto pela comunidade científica como pela comunidade afetada pelo empreendimento. Já os 
impactos negativos deverão ser classificados como aqueles cujos efeitos se traduzem em 
perdas de valores naturais, estéticos, culturais, paisagísticos, de produtividade ecológica, bem 
como aumento dos prejuízos derivados da contaminação, da erosão e demais riscos 
ambientais em discordância com a estrutura ecológica. 
 Segundo Abi-chahin et. al., (2008), a avaliação de impactos ambientais (AIA) é 
composta por procedimentos lógicos, técnicos e operacionais capazes de permitir que o 
processo de análise ambiental seja feito com a maior eficiência possível, contudo, embora 
possam incorporar parâmetros de avaliação, são métodos basicamente de identificação. 
A identificação destes impactos é de fundamental importância, e podem ser melhor 
aproveitados quando analisados junto com métodos de análises de risco, cujo objetivo é 
avaliar os riscos de ocorrência dos impactos ambientais nos desvios das atividades do 
empreendimento, que em muitos casos não são computados durante a AIA. 
 
 
 
 176 
6.3 Análisede riscos 
A análise de risco tem a propriedade de avaliar o grau de confiabilidade de uma 
instalação, reduzindo e mantendo o nível de risco em padrões aceitáveis. 
A crescente preocupação com questões ambientais levou as autoridades competentes a 
solicitarem o Estudo e Análise de Riscos – EAR em processos de licenciamento ambiental. 
O objetivo principal do EAR é subsidiar o órgão ambiental a compreender e avaliar os 
riscos ambientais envolvidos na implantação e operação de empreendimentos de grande porte, 
cujas atividades podem originar situações de risco as pessoas. 
Conceituar a palavra “risco” não é fácil como parece. Muitas vezes, risco é confundido 
com perigo, levando a longas discussões. Para melhor entendimento dos respectivos 
conceitos, adotaremos as definições para perigo e risco, segundo Stricoff (1996 apud LIMA, 
2000), “Perigo é uma propriedade inerente em um agente químico, físico, ou biológico ou em 
um conjunto de condições. Risco é uma função da probabilidade e conseqüências”. 
Portanto perigo refere-se a uma característica intrínseca de uma substância ou 
situação. A água para consumo humano que contenha agentes patológicos caracteriza um 
perigo, em quanto seu fornecimento a população traz um risco, que pode ser quantificado e 
expresso em termos de probabilidade de ocorrência de um agravo, por exemplo, casos de 
diarréia. (BEVILACQUA et. al., 2002). 
São vários os conceitos de risco, mas um ponto comum entre eles é a inclusão da 
noção de probabilidade (GUIMARÃES, 2003). Para Conway (1982), risco é definido como a 
medida da probabilidade e da severidade de efeitos adversos; Inhaber (1982) o define como a 
probabilidade de ocorrer acidentes e doenças, resultando em ferimentos ou mortes. 
 Logo: 
RISCO = PROBABILIDADE X SEVERIDADE 
 
Onde: 
• A probabilidade pode ser expressa em eventos/ano, acidentes/mês, etc. 
 177 
• A severidade pode ser expressa em fatalidades/evento, mortes/acidente, $/evento, dias 
perdidos/acidente, etc. 
• O risco pode ser expresso em fatalidades/ano, dias parados/mês, custo/ano, 
mortes/ano, etc. 
Em todas as fases de um empreendimento (instalação, operação e 
descomissionamento), há geração de impactos ambientais, algo que é certo de ocorrer pela 
própria decorrência dos aspectos ambientais do empreendimento. Porém, os riscos ambientais 
vinculados a estas fases, como estão associados com a probabilidade de ocorrência do evento 
indesejado, podem variar numa escala que vai desde desprezível (evento raro) a sério (evento 
certo). Contudo, uma vez que o evento indesejado ocorra (perigo ambiental), dar-se-á o 
impacto ambiental. 
O conceito de probabilidade contemplada nos estudos de análise ambiental representa 
a medida da confiança que pode ser dada a uma proposição incerta, usualmente derivada da 
reflexão e análise do cenário na qual esta probabilidade está inserida. Dessa forma, é comum 
que diferentes analistas associem diferentes probabilidades a uma proposição, dependendo de 
seu julgamento. 
No conceito de risco a severidade representa o grau das conseqüências de um evento, e 
pode ser aplicada a uma série de categorias, como pessoas, meio ambiente, bens, propriedade, 
dentre outros (GUIMARÃES, 2003). Em alguns casos a severidade compreende além do 
conceito de intensidade (quanto um receptor é afetado), a abrangência (quantos receptores são 
afetados). 
Na categoria de pessoas, as conseqüências podem ser expressas como danos à saúde, 
devido à exposição a agentes tóxicos ou cancerígenos, e à segurança, decorrente de eventos 
acidentais. Nesse último caso, pode-se expressar os danos pelo número e intensidade de 
injúrias (lesões leves, severas, etc) e número de fatalidades decorrentes do evento acidental. 
Na categoria de meio ambiente, as conseqüências podem ser representadas pelos 
impactos ambientais. Neste caso, a severidade dos impactos pode ser expressa pela 
modificação causada no meio, como o grau e abrangência de alteração da qualidade do ar ou 
água superficial ou número de espécies animais, afetadas. 
 178 
Para a categoria de bens e propriedades a severidade pode ser expressa como número 
de instalações afetadas ou destruídas, sendo normalmente transformado em indicadores 
financeiros, ou seja, o custo para reformar/refazer as instalações até o seu estado original. 
Além das conseqüências a bens e propriedades, indicadores financeiros, expressos 
através de números absolutos (reais, dólares, etc.) ou normalizados (percentual do 
faturamento, do lucro, etc.), podem ser utilizados para representar a severidade das 
conseqüências a pessoas e ao meio ambiente, bem como conseqüências a bens intangíveis, 
como a imagem das empresas. 
O gerenciamento de riscos é o conjunto de ações e medidas preventivas e mitigadoras 
que devem ser tomadas, depois de avaliadas e analisadas as causas e impactos de possíveis 
acidentes e seus efeitos sobre o meio ambiente e a saúde pública, através de técnicas 
apropriadas de análise de risco, cujos resultados fornecem subsídios para uma decisão 
gerencial. 
Conforme o Manual de Orientação para Elaboração de Estudos de Análise de Riscos 
da CETESB (1994, p. 2), em geral, os estudos de análise de riscos constituem-se de seis 
etapas, a saber: 
a) Caracterização do empreendimento; 
b) Classificação do perigo potencial; 
c) Identificação de perigos; 
d) Análise de conseqüências e avaliação de vulnerabilidade; 
e) Estimativa de freqüências; 
f) Avaliação e gerenciamento de riscos. 
A análise de riscos, num sentido amplo, tem por objetivo responder às seguintes 
perguntas relativas a uma instalação: 
1 - O que pode acontecer de errado? 
2 - Com que freqüência isto pode acontecer? 
3 - Quais são os efeitos e as conseqüências? 
 179 
4 - De que modo se pode reduzir os riscos? 
 
A avaliação de riscos pode ser dividida em duas partes: estimativa de risco e 
apreciação de risco. 
A primeira procura identificar o que pode dar errado em uma dada situação 
(identificação dos eventos acidentais), assim como as conseqüências da ocorrência (avaliação 
das conseqüências) de tal erro e a freqüência com que a situação identificada ocorre 
(estimativa das freqüências de ocorrência). Deste modo, partindo-se da definição 
anteriormente fornecida para Risco, estes podem ser então estimados. 
A apreciação de risco, por sua vez, vem a ser o complexo processo de determinação do 
significado ou valor dos danos identificados e dos riscos estimados para aquelas pessoas 
diretamente ameaçadas ou envolvidas pelo mesmo (SCHAEFFER, 1986). 
Para cada uma das questões ambientais (risco, impacto, dano e passivo) pode-se 
utilizar uma das ferramentas de solução (análise, avaliação e gerenciamento). Estas, se usadas 
de forma integrada, representam a Gestão Ambiental. A análise é a etapa em que se divide o 
objeto de estudo em quantas partes forem necessárias para o seu total entendimento. 
(AGUIAR et., al. 2008) 
A avaliação pode ser entendida como um processo pelo qual os resultados da análise 
são comparados com padrões, com o objetivo de tomar decisões estratégicas. A etapa do 
gerenciamento pode ser considerada a formulação e a implantação de medidas e 
procedimentos que têm por finalidade prevenir, reduzir e controlar as questões ambientais 
(riscos, impactos, danos e passivos) presentes em uma organização. (AGUIAR et., al. 2008) 
 
 
 
 
 
 
 180 
A Figura 6.1 apresenta graficamente as etapas da gestão do risco ambiental – análise, 
avaliação e gerenciamento 
 
Figura 6.1. Etapas da gestão de riscos ambientais. 
Fonte: (AGUIAR et., al. 2008) 
No presente trabalho, o risco é expresso como o produto da freqüência pela 
conseqüência e não como conseqüência apenas. Uma vantagem desta abordagem é a 
possibilidade de intervir diretamente no projeto do empreendimento através de combinações 
de seus componentes e sistemas, com o intuito de reduzir a freqüência de ocorrência de 
possíveis cenáriosacidentais e, assim, efetivamente diminuir os riscos. 
 181 
O controle de um determinado risco é possível por meio da implementação de ações 
para reduzir tanto a freqüência (ou probabilidade) do evento indesejado acontecer, como as 
conseqüências por ele geradas, caso venha a ocorrer. Portanto, os estudos de análise de riscos 
voltados para a prevenção de eventos indesejados (perigos), no contexto do controle 
ambiental, devem resultar na proposição de medidas para o pleno gerenciamento dos riscos 
ambientais do empreendimento. 
Assim, pode-se definir o gerenciamento de riscos ambientais como sendo a 
formulação e a implantação de medidas e procedimentos que têm por finalidade prevenir, 
reduzir e controlar os riscos ambientais presentes em um empreendimento (adaptado de 
CETESB, 1994; 2003). Deve também contemplar a implantação de medidas para a redução 
das freqüências de ocorrência dos acidentes (medidas de prevenção) e também para a 
minimização das conseqüências (medidas de proteção), caso esses acidentes venham a 
ocorrer. 
Na maioria dos casos, os eventos mais freqüentes apresentam menores conseqüências, 
porém em uma pequena parcela dos eventos a freqüência de ocorrência é pequena, mas com 
grandes conseqüências. Como o risco tem uma relação inversa com as medidas de 
salvaguardas existentes, a redução do risco se faz pelo aumento das medidas de proteção e 
prevenção. Quando medidas de prevenção são propostas, se está atuando para a diminuição da 
freqüência de ocorrência do evento indesejado. E quando são sugeridas medidas de proteção, 
se está mitigando as conseqüências do evento, caso ele venha ocorrer. E como risco é o 
produto entre freqüência e conseqüência, ao se diminuir a freqüência e/ou conseqüência, se 
diminui o risco. (AGUIAR et., al. 2008) 
O Programa de Gerenciamento de Riscos (PGR) é a última etapa do estudo de riscos. 
Representa também o início de uma nova fase que deve ser mantida ao longo da vida útil do 
empreendimento, de modo que ele opere dentro de padrões ambientais considerados 
toleráveis (AGUIAR et., al. 2008). 
O gerenciamento de riscos deve contemplar a implantação de medidas de prevenção, 
cujo propósito é reduzir as freqüências de ocorrência dos eventos indesejados e, também, 
medidas de proteção, para a minimização das conseqüências, caso esses eventos indesejados 
venham a ocorrer. Dentre as ações comumente contempladas em um programa de 
gerenciamento de riscos, podem ser destacadas: 
 182 
Medidas de prevenção: 
• melhoria da qualidade da instalação; 
• aumento da confiabilidade dos sistemas de controle e de segurança; 
• programas de inspeção e manutenção; 
• programas de treinamento e capacitação técnica. 
 
Medidas de proteção: 
• ações para redução dos impactos de acidentes; 
• redução do inventário de substâncias perigosas armazenadas; 
• sistemas de contenção de vazamentos; 
• sistemas de abatimento de vapores tóxicos ou inflamáveis; 
• reforço de estruturas para a absorção de impactos decorrentes de explosões; 
• ações para a proteção da população exposta; 
• plano de emergência. 
O plano de emergência é particularmente importante para a prevenção de impactos 
maiores decorrentes de distúrbios operacionais. Um plano deve ser elaborado com base nas 
premissas oriundas do estudo de análise de riscos, de forma que os cenários acidentais 
estudados sejam contemplados no plano e ações de resposta compatíveis com eles sejam 
definidas e implantadas. Deve-se ressaltar que um plano de emergência é uma medida de 
proteção que não tem função preventiva, isto é, não evita a ocorrência de um acidente, mas 
pode fazer com que uma ocorrência anormal não se transforme em uma tragédia (AGUIAR et. 
al. 2008). 
Assim, um programa de gerenciamento de riscos ambientais deve especificar de 
maneira clara e objetiva as atribuições e as responsabilidades das diversas áreas da empresa 
envolvidas no processo. Deve contar com o apoio da alta direção e propiciar as condições 
para o desenvolvimento de ações integradas entre os diferentes departamentos, tais como: 
produção, recursos humanos, manutenção, segurança e meio ambiente, entre outros. Alguns 
aspectos básicos que devem nortear o desenvolvimento de um programa de gerenciamento de 
riscos são: conscientização, integração, apoio da direção, documentação e controle. 
 
 183 
6.3.1 - Análise Preliminar de Perigos (APP) 
A Análise Preliminar de Perigos (APP) ou Preliminary Hazard Analysis (PHA) é uma 
metodologia utilizada para identificação dos perigos, análise das conseqüências avaliando a 
vulnerabilidade aos efeitos físicos gerados. A qualificação dos riscos é realizada com base nos 
parâmetros da norma militar americana MIL-STD-882 (System Safety Program 
Requirements), adotada como padrão em inúmeras situações. É feita uma análise dos riscos 
associados, identificando-se, desta forma, aqueles que requerem priorização. Além disso, são 
sugeridas medidas preventivas e/ou mitigadoras dos riscos, a fim de eliminar as causas ou 
reduzir as conseqüências dos perigos identificados. 
O escopo da APP abrange os eventos perigosos cujas causas tenham origem no 
empreendimento analisado, englobando tanto as falhas de componentes ou sistemas, como 
eventuais erros operacionais ou de manutenção (falhas humanas). O grau de risco é 
determinado por uma matriz de risco gerada por profissionais com experiência na unidade, 
sob orientação do profissional conhecedor da metodologia. 
Na APP são levantadas as causas que podem promover a ocorrência de cada um dos 
perigos e suas respectivas conseqüências, sendo, então, feita uma avaliação qualitativa da 
freqüência de ocorrência das causas, da severidade das conseqüências e do risco associado. 
Portanto, os resultados obtidos são qualitativos, não fornecendo estimativas numéricas. 
Normalmente uma APP fornece também uma ordenação qualitativa dos riscos 
associados aos perigos identificados, a qual pode ser utilizada como um primeiro elemento na 
priorização das medidas propostas para redução destes riscos do empreendimento analisado. 
A metodologia de APP compreende a execução das seguintes etapas: 
• definição dos objetivos e do escopo da análise; 
• definição das fronteiras do processo/ instalação analisados; 
• coleta de informações sobre a região, a instalação e os perigos envolvidos; 
• divisão do processo/ instalação em subsistemas; 
• listagem dos perigos existentes em cada subsistema; 
• descrição das causas que podem promover a ocorrência de cada um dos perigos com 
suas respectivas conseqüências; 
 184 
• classificação da freqüência de ocorrência das causas e da severidade das 
conseqüências do evento indesejado (perigo), ambos com base em critérios pré-
estabelecidos; 
• determinação do grau de risco; 
• elaboração das estatísticas dos perigos identificados por categorias de risco; 
• análise e comunicação dos resultados. 
A realização da análise propriamente dita é feita através do preenchimento de uma 
planilha de APP para cada subsistema. A planilha adotada para a realização da APP contém 
sete colunas, as quais foram preenchidas conforme a descrição a seguir. 
 
1a coluna - Perigos Identificados - Define os perigos para o sistema em estudo, ou seja, 
eventos que podem causar danos às instalações, aos operadores, meio ambiente, entre outros, 
como por exemplo, vazamentos de produto, mau funcionamento de equipamentos, etc. 
2a coluna – Causas - Identificação das causas básicas possíveis dos perigos, definidas como 
evento ou seqüência que produzem uma conseqüência. Essas causas podem envolver tanto 
falhas intrínsecas de equipamentos, como erros de operação e manutenção. 
3a coluna – Conseqüências - Conclusão dos resultados de uma ou mais causas é definido 
como conseqüência. 
4a coluna - Freqüência - Listagem das medidas estruturais e não estruturais, procedimentos, 
de forma a prevenir ou corrigir eventos indesejáveis, correspondentesa cada perigo 
identificado. Preenchida conforme a Tabela 6.2. 
Tabela 6.2. Categorias de probabilidade de ocorrência de um determinado evento. 
Categoria Denominação Faixa de 
freqüência (anual) 
Descrição 
A Extremamente remota f < 10-4 Extremamente improvável de 
ocorrer durante a vida útil do 
processo/ instalação 
B Remota 10-4 < f > 10-3 Não esperado ocorrer durante a 
vida útil do processo/instalação 
C Improvável 10-3 < f > 10-2 Pouco provável de ocorrer 
durante a vida útil do 
 185 
processo/instalação 
D Provável 10-2 < f > 10-1 Provável de ocorrer durante a 
vida útil do processo/instalação 
E Freqüente f > 10-1 Esperado ocorrer várias vezes 
durante a vida útil do 
processo/instalação 
 
Esta avaliação de freqüência poderá ser determinada pela experiência dos 
componentes do grupo ou por banco de dados (próprio ou de outras empresas similares). 
5a coluna - Severidade - Preenchida conforme a tabela 6.3. 
Tabela 6.3. Categorias de severidade quando da ocorrência de um determinado evento 
Categoria Severidade- Descrição 
I Desprezível A falha não irá resultar numa degradação maior do 
sistema, nem irá produzir danos funcionais ou lesões, ou 
contribuir com um risco ao sistema. 
II Marginal ou limítrofe A falha irá degradar o sistema numa certa extensão, 
porém sem envolver danos maiores ou lesões, podendo 
ser compensada ou controlada adequadamente. 
III Crítica A falha irá degradar o sistema causando lesões, danos 
substanciais, ou irá resultar num risco inaceitável, 
necessitando ações corretivas imediatas. 
IV Catastrófica A falha irá produzir severa degradação ao sistema 
resultando em uma perda total, lesão ou óbito. 
 
6a coluna - Classificação de Risco - Correlacionando-se os valores obtidos em Probabilidade 
e Severidade, é possível qualificar o evento conforme classificação padronizada na tabela 6.4. 
 
 
 
 
 
 186 
Tabela 6.4. Matriz de classificação de risco 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 187 
7. Metodologia 
 
A confecção do presente trabalho baseia-se em uma revisão bibliográfica com base na 
literatura técnica, nacional e internacional, na busca de informações em diversas páginas da 
Internet e na experiência prática do autor e dos orientadores do presente trabalho. 
A fim de que se cumprisse o objetivo descrito no item anterior, foram analisados, 
separadamente, cada um dos problemas associados ao meio ambiente, decorrentes da 
operação das ETEs. 
Importante salientar que os impactos ambientais das etapas de construção e eventual 
descomissionamento das ETEs não são alvo deste trabalho. Preocupou-se apenas com o 
levantamento das conseqüências ambientais da operação das unidades de tratamento de 
efluentes e de suas emissões. 
Cabe ressaltar que os impactos ambientais foram avaliados tendo-se como referencia 
os centros urbanos. A análise qualitativa e quantitativa será utilizada no exame dos impactos e 
riscos ambientais. 
A abordagem feita nos Capítulos não se aplica a nenhuma ETE em particular. Para 
uma melhor identificação e avaliação dos impactos ambientais gerados, utilizamos um 
fluxograma típico de um sistema de lodos ativados convencional conforme a figura 7.1. O 
referido processo é mais habitualmente utilizados nas estações de tratamento de efluentes 
atualmente no mundo. 
 
 188 
 
Figura 7.1. Fluxograma de um sistema de lodos ativados convencional 
Fonte Sperling (2005) 
Como ferramentas para a identificação dos impactos ambientais gerados durante os 
procedimentos operacionais regulares da unidade foi utilizado como base a metodologia da 
matriz de Leopold (LEOPOLD et al., 1971, p.4), bem como, a sua forma modificada por 
Rocha (1997) a qual é chamada de matriz Leopold-Rocha. A referida técnica foi escolhida por 
ser considerada a melhor matriz de interação conhecida alem de atender satisfatoriamente a 
maioria dos projetos (MMA, 1995; COSTA et. al,. 2005). Outras vantagens mencionadas são: 
a excelente relação entre causa e efeito (SOUZA, 2000, p.12), a forma como os resultados são 
exibidos, a simplicidade de elaboração e o baixo custo (SUREHMA/GTZ, 1992, 3100, p.5). 
Embora a matriz de Leopold e a Leopold-Rocha tenha sido utilizada como base neste 
trabalho, algumas modificações foram propostas para que a referida técnica estivesse mais 
adaptada a presente situação (avaliação dos impactos ambientais em ETEs). Tal procedimento 
é cada vez mais usual entre os técnicos (COUTO, 1980; ROSA CLAUDIO, 1987). 
 Para que possamos entender melhor a metodologia, bem como as modificações 
propostas, descreveremos cada etapa do processo. 
 
 
 
 189 
7.1 - Determinação dos valores de magnitude e importância 
Os valores são atribuídos a cada um dos aspectos ambientais são obtidos a partir do 
cruzamento entre os impactos ambientais considerados (linhas da tabela) e os parâmetros 
(extensão, periodicidade, intensidade, distribuição espacial - para magnitude) e (ação, ignição 
e criticida – para importância). Para maiores detalhes sobre os parâmetros mencionados 
verificar o ítem 6.2.1. 
Na matriz de Leopold os parâmetros acima mencionados recebem valores de 0 a 2 de 
acordo com a sua intensidade (a exceção é o parâmetros extensão que pode variar de 0 a 10, e 
os parâmetros ação, que pode varia de 0 a 3) a magnitude e a importância recebem notas de 1 
a 10. Tais notas são geradas a partir do somatório dos valores atribuídos aos parâmetros acima 
mencionados. 
 Na matriz proposta no presente trabalho o parâmetro extensão foi excluído, tendo em 
vista a sua semelhança com o parâmetro distribuição espacial bem como, a possibilidade de 
contribuição desproporcional aos demais parâmetros, já que o. sozinho, mesmo pode variar de 
0 a 10. Outra mudança proposta foi a alteração dos pesos, que na matriz utilizada o menor 
valor possível considerado foi o 1, e o maior 3 (com exceção do parâmetro ação cuja nota 
máxima é 4 e da intensidade, e da intensidade). A proposta destas alterações se deve ao 
entendimento de que mesmo o menor impacto previsto deve ser mensurado afim de que 
contribua no somatório total. 
 O parâmetro intensidade também sofreu modificações, nossa proposição é que o 
supracitado parâmetro receba uma maior importância no cálculo do impacto, bem como a 
maior diversificação de pesos. Esta modificação se justifica pelo fato da intensidade 
representar um quantificação da ação impactante ou seja a exuberância da ação impactante, e 
portanto não está relacionada a características intrínsecas de cada aspecto ambiental, ao 
contrário do que acontece com os demais parâmetros, por isso, um mesmo aspecto ambiental 
poderá causar impactos diferentes, devido a sua intensidade, dependendo do tipo de processo 
utilizado na ETE, como pode ser visto na tabela 7.2. Uma exemplo que pode ser utilizado para 
elucidar esta justificativa se refere ao lançamento de fármacos e de nutrientes através do 
efluente de uma ETE. O impactos qualitativo dos fármacos possivelmente apresenta um maior 
valor do que o impactos causado pelo lançamento de nutrientes, isso se deve as suas 
características intrínsecas como bioatividade e etc. No entanto, do ponto de vista quantitativo, 
 190 
o lançamento de nutrientes é muito maior tendo em vista os freqüentes casos de eutrofização 
encontrados em nossos corpo hídricos. 
 Os detalhes das alterações propostas estão apresentados na tabela 7.3. 
Tabela 7.2. Intensidade dos aspectos ambientais em diferentes tipos de processo de tratamento de esgotos. 
Intensidade 
Li
be
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de
 
ga
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do
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nu
tr
ie
nt
es
 
Lodo ativado 1 1 7 1 1 5 1 
UASB 5 1 1 1 5 1 3Filtro biológico 1 1 3 3 3 1 3 
Lagoas 
facultativa 
3 1 3 3 3 1 1 
 
Tabela 7.3. Comparação entre os valores para magnitude e importância 
 
Matrirz de Leopold e 
Leopold 
Rocha Matriz proposta 
Extensão 
 
Tamanho da ação ambiental do 
empreendimento Ex. Se 
20% significa peso 2 etc 
Excluída 
Periodicidade 
0 - cessa quando pára a ação 
1 - quando não se sabe quando 
termina o efeito após cessar a 
ação 
2 - não cessa mesmo parando a 
ação 
1 - cessa quando pára a ação 
2 - não se sabe quando 
termina o efeito após cessar 
a ação 
3 - não cessa mesmo 
parando a ação 
Intensidade 
0 – baixa 
1 – média 
2 - alta 
 
1 – muito baixa 
3 – baixa 
5 – média 
7 – alta 
9 – extremamente alta 
 191 
Distribuição espacial 
 
0 - impacto local 
1 - alem das imediações 
2 - interesse nacional 
1 - impacto local 
2 - alem das imediações 
3 - interesse nacional 
Ação 
 
0 - Primária (1 causa => 1 
efeito) 
1 - Secundária (1 causa => 2 
efeitos) 
2 - Terciária (1 causa => 3 
efeitos) 
3 - Enésima (1 causa => n 
efeitos) 
1 - Primária (1 causa => 1 
efeito) 
2 - Secundária (1 causa => 2 
efeitos) 
3 - Terciária (1 causa => 3 
efeitos) 
4 - Enésima (1 causa => n 
efeitos) 
Ignição 
 
0 - Imediata (causa => efeito 
simultâneo) 
1 - Médio prazo (causa => 
efeito surge simultâneo e, ou, 
tempo depois) 
2 - Longo prazo (causa => 
efeito surge muito tempo 
depois, concomitante ou não 
com os casos anteriores) 
1 - Imediata (causa => efeito 
simultâneo) 
2 - Médio prazo (causa => 
efeito surge simultâneo e, 
ou, tempo depois) 
3 - Longo prazo (causa => 
efeito surge muito tempo 
depois, concomitante ou não 
com os casos anteriores) 
Criticidade 
 
0 - Baixa: Baixo nível de ação 
entre os fatores causa x efeito 
1 - Média: Médio nível de ação 
entre os fatores causa x efeito 
2 - Alta: Alto nível de ação 
entre os fatores causa x efeito. 
1 - Baixa: Baixo nível de 
ação entre os fatores causa x 
efeito 
2 - Média: Médio nível de 
ação entre os fatores causa x 
efeito 
3 - Alta: Alto nível de ação 
entre os fatores causa x 
efeito. 
 
 Como resultado desta alteração, os pesos que variavam de 0 a 10 para magnitude e 
importância respectivamente na matriz de Leopold, neste trabalho irão variar de no mínimo 3 
(1 (periodicidade) +1 (intensidade) +1(distribuição espacial)) a no máximo 15 ((3 
(periodicidade) +9 (intensidade) +3(distribuição espacial)) para magnitude e no mínimo 6 (3 
(magnitude) + 1 (ação) + 1 (ignição) + 1 (criticidade)) a no máximo 25 ((15 (magnitude) + 4 
(ação) + 3 (ignição) + 3 (criticidade))) para importância. 
 192 
7.2 - Determinação dos valores da média total dos impactos ambientais 
Na matriz de Lepold existem vários aspectos ambientais (97 no total) bem como, 
diversos impactos ambientais (88 no total), possibilitando até 8.536 interações possíveis. Na 
matriz proposta para este trabalho, foram selecionados 7 aspectos ambientais e 9 impactos 
ambientais divididos em 4 fatores ambientais (água, atmosfera, solo e biota), que possibilitam 
até 63 interações. Tal remanejamento já é previsto na própria metodologia (LEOPOLD et al., 
1971, p.5). A tabela 7.4 mostra com mais detalhes os aspectos e impactos ambientais 
escolhidos bem como, compara este parâmetros com a matriz de Leopold. 
Os aspectos ambientais e os impactos ambientais utilizados foram selecionados em 
virtude da sua melhor adequação com o tema em questão. 
Tabela 7.4. Comparação entre aspectos e impactos ambientais disponíveis na matriz de Leopold e com os 
aspectos e impactos propostos pela matriz utilizada no trabalho. 
 
Matrirz de Leopold 
e Leopold-Rocha 
Matriz proposta 
Aspectos ambientais 97 
7 (Geração de gases do efeito 
estufa (metano, dióxido de 
carbono e óxido nitroso), 
Liberação de micropoluentes 
(produtos de limpeza e 
cosméticos, fármacos, 
interferentes endócrinos), 
Liberação de nutrientes 
(nitrogênio e fósforo), 
Liberação de sólidos (orgânicos 
e inorgânicos), Liberação de 
agentes patogênicos, Geração 
de gás sulfídrico e Geração de 
aerossóis) 
Impactos ambientais 88 
9 (Contaminação dos recursos 
hídricos, Eutrofização, 
Contaminação do solo, 
Sobrecarga de aterros 
sanitários, Aquecimento global, 
Geração de maus odores, 
Poluição atmosférica, 
Proliferação de vetores e 
Desequilíbrio da fauna). 
Máximo de cruzamentos 
possíveis 
8.536 63 
 193 
 A média total será determinada a partir da média aritmética (excluindo-se o zero) dos 
valores atribuídos a cada impactos ambiental. A média total será referente a cada fator 
ambiental (água, solo, atmosfera e biota). 
 
7.3 - Determinação dos valores de totais reais e a significância do impacto 
 Os valores referentes aos totais reais (x) serão obtidos a partir do somatório dos 
valores da média total de todos os aspectos ambientais para cada um dos 4 fatores ambientais 
(água, solo, atmosfera e biota). Os valores dos totais reais serão utilizados, na variável x, da 
equação do grau de deterioração (y),. 
 
7.4 - Calculo do grau de deterioração real 
O grau de deterioração real (y) será obtido a partir da equação da reta 
y = a*x+b (EQ1) 
O grau de deterioração será calculado para magnitude e para importância, referente a 
cada um dos fatores ambientais (água, solo, atmosfera e biota) através da EQ1. O grau de 
deterioração (y) varia de 0% até 100% de deterioração. 
Para que o grau de deterioração real (y) correspondente a magnitude e importância de 
cada fator ambiental seja encontrado é necessário que seja feito o calculo do grau de 
deterioração referente a deterioração de 0% e 100%. Para isso, devemos calcular o x da 
equação da reta (EQ1) correspondente a deterioração de 0% e 100%. No caso da deterioração 
correspondente a 0% este foi calculado através da multiplicação do valor mínimo da 
magnitude (no caso 3) e da importância (no caso 6) pela quantidade de aspectos ambientais 
relacionados com o fator ambiental em questão. O grau de deterioração (y) correspondente a 
deterioração de 100% foi calculado através da multiplicação do valor máximo da magnitude 
(no caso 15) e da importância (no caso 25) pela quantidade de aspectos ambientais 
relacionados com o fator ambiental em questão. 
Após ter definido o valor de x correspondente ao grau de deterioração de 0% e 100%, 
é necessário o calculo do valor de a e b, feito através da resolução de um sistema de duas 
incógnitas. 
 194 
Feito isso poderemos calcular o grau de deterioração real (y) correspondente 
magnitude e importância de cada fator ambiental decorrente dos impactos ambiental 
provenientes do empreendimento em estudo. Para isso utilizaremos a EQ1, onde: 
Y = é o grau de deterioração em % 
X = valor dos totais reais 
a e b = são os valores encontrados no calculo do grau de deterioração. 
 A metodologia aplicada na tabulação dos dados e no preenchimento das tabelas 
encontra-se detalhados em Rocha (1997) e Leopold et., al. (1971). 
 Outra modificação proposta está relacionada com a identificação de impactos positivos 
e negativos. Na matriz de Leopold são considerados os impactos ambientais positivos e 
negativos. Tal distinção entre os impactos se faz necessário em situações onde a viabilidade 
do empreendimento é analisada. Em estações de tratamento de esgotos esta analise não se faz 
necessária tendo em vista que a implementação de uma ETE sempre terá como objetivo final 
a solução de impactos negativos de grande magnitude (liberação de esgoto não tratado, 
propagação de doenças e etc) de forma que a implementação do empreendimento sempre será 
de caráter positivo. Por isso, na presente matriz só foram avaliados os impactos negativos. 
Além dos valores previstos na matriz de Leopold-Rocha, optamos em acrescentar os 
valores percentuais referentes aos aspectos ambientais relacionados a cada fator ambiental. 
Desta forma, é possível compreender quantos por cento de cada aspecto se relaciona com cada 
um dos fatores ambientais. 
 Os impactosambientais provenientes de desvios da condição normal de operação 
serão identificados com a metodologia de avaliação de riscos ambientais, a técnica escolhida 
foi a Análise Preliminar de Perigos (APP - Preliminary Hazard Analysis – PHA). O uso de 
técnicas de avaliação de riso incorpora uma grande vantagem ao presente estudo porque 
através da APP e possível identificar a probabilidade e a severidade dos cenários acidentais ou 
eventos indesejados que se ocorrerem provocarão impactos ambientais associados a desvios 
operacionais, como por exemplo, um vazamento. 
 
 
 195 
8. Resultados 
 
A partir do cruzamento dos aspectos ambientais: geração de gases do efeito estufa 
(metano, dióxido de carbono e óxido nitroso), liberação de micropoluentes (produtos de 
limpeza e cosméticos, fármacos, interferentes endócrinos), liberação de nutrientes (nitrogênio 
e fósforo), liberação de sólidos (orgânicos e inorgânicos), liberação de agentes patogênicos, 
geração de gás sulfídrico e geração de aerossóis, com os fatores ambientais: contaminação dos 
recursos hídricos e eutrofização (água), contaminação do solo e sobrecarga de aterros 
sanitários (solo), aquecimento global, geração de maus odores, poluição atmosférica 
(atmosfera), proliferação de vetores e desequilíbrio da fauna (biota), foi possível obter os 
resultados referentes a magnitude e a importância dos impactos ambientais provocados pelo 
processos de tratamento de esgotos conforme o mostrado na Figura 8.1. 
Os resultados das cruzamentos conceberam 32 interações entre cada grupo de aspectos 
ambientais e os seus respectivos fatores ambientais, abordados neste estudo. Os resultados 
estão apresentados nas Tabelas 8.1 a 8.7 
 
 
 
 
 
 196 
Tabela 8.1: Relação entre os fatores ambientais e a emissão de gases do efeito estufa 
MAGNITUDE IMPORTÂNCIA 
MÉDIA 
TOTAL 
GASES DO EFEITO ESTUFA 
pe
rio
di
ci
da
de
 
In
te
ns
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e 
di
st
rib
ui
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TOTAL 
M
ag
ni
tu
de
 
A
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o 
Ig
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C
rit
ic
id
ad
e 
TOTAL Magnitude Importância 
Contaminação recursos hídricos X X Água 
 Eutrofização X X 
 
Contaminação X X 
Solo Sobrecarga de 
aterros sanitários 
 X X 
 
Aquecimento global 3 1 3 7 7 4 3 1 15 
Odor 1 1 1 3 3 1 1 1 6 Atmosfera 
Poluição atmosférica X X 
5 10,5 
Proliferação de vetores X X 
Biota 
Desequilíbrio fauna X X 
 
 
 197 
Tabela 8.2: Relação entre os fatores ambientais e a liberação de micropoluentes 
MAGNITUDE IMPORTÂNCIA 
MÉDIA 
 TOTAL 
LIBERAÇÃO DE MICROPOLUENTES 
pe
rio
di
ci
da
de
 
In
te
ns
id
ad
e 
di
st
rib
ui
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o 
es
pa
ci
al
 
TOTAL 
M
ag
ni
tu
de
 
A
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o 
Ig
ni
çã
o 
C
rit
ic
id
ad
e 
TOTAL Magnitude Importância 
Contaminação recursos hídricos 2 1 2 5 5 4 3 1 13 
Água 
Eutrofização X X 
5 13 
Contaminação 2 1 1 4 4 4 3 1 12 
Solo Sobrecarga de 
aterros sanitários 
 X X 
4 12 
Aquecimento global X X 
Odor X X Atmosfera 
Poluição atmosférica X X 
 
Proliferação de vetores X X 
Biota 
Desequilíbrio fauna X X 
 
 
 198 
Tabela 8.3: Relação entre os fatores ambientais e a emissão de gás sulfídrico 
MAGNITUDE IMPORTÂNCIA 
MÉDIA 
TOTAL 
EMISSÃO DE GÁS SULFÍDRICO 
pe
rio
di
ci
da
de
 
In
te
ns
id
ad
e 
di
st
rib
ui
çã
o 
es
pa
ci
al
 
TOTAL 
M
ag
ni
tu
de
 
A
çã
o 
Ig
ni
çã
o 
C
rit
ic
id
ad
e TOTAL Magnitude Importância 
Contaminação recursos hídricos X X 
Água 
Eutrofização X X 
 
Contaminação X X 
Solo Sobrecarga de 
aterros sanitários 
 X X 
 
Aquecimento global X X 
Odor 1 3 1 5 5 1 1 1 8 Atmosfera 
Poluição atmosférica X X 
5 8 
Proliferação de vetores X X 
Biota 
Desequilíbrio fauna X X 
 
 
 199 
Tabela 8.4: Relação entre os fatores ambientais e a liberação de sólidos 
MAGNITUDE IMPORTÂNCIA 
MÉDIA 
TOTAL 
LIBERAÇÃO DE SÓLIDOS 
pe
rio
di
ci
da
de
 
In
te
ns
id
ad
e 
di
st
rib
ui
çã
o 
es
pa
ci
al
 
TOTAL 
M
ag
ni
tu
de
 
A
çã
o 
Ig
ni
çã
o 
C
rit
ic
id
ad
e TOTAL Magnitude Importância 
Contaminação recursos hídricos X 
Água 
Eutrofização 1 1 1 3 3 1 2 1 7 
3 7 
Contaminação 2 3 1 6 6 2 2 2 12 
Solo Sobrecarga de 
aterros sanitários 
3 5 2 10 10 2 3 3 18 
8 15 
Aquecimento global X X 
Odor X X Atmosfera 
Poluição atmosférica 1 1 1 3 3 1 1 1 6 
3 6 
Proliferação de vetores 1 1 1 3 3 1 1 1 6 
Biota 
Desequilíbrio fauna 1 1 1 3 3 2 2 1 8 
3 7 
 
 200 
Tabela 8.5: Relação entre os fatores ambientais e a liberação de agentes patogênicos 
MAGNITUDE IMPORTÂNCIA 
MÉDIA 
TOTAL 
LIBERAÇÃO DE 
AGENTES PATOGÊNICOS 
pe
rio
di
ci
da
de
 
In
te
ns
id
ad
e 
di
st
rib
ui
çã
o 
es
pa
ci
al
 
TOTAL 
M
ag
ni
tu
de
 
A
çã
o 
Ig
ni
çã
o 
C
rit
ic
id
ad
e TOTAL Magnitude Importância 
Contaminação recursos hídricos 1 3 2 6 6 2 2 3 13 
Água 
Eutrofização X X 
6 13 
Contaminação 1 3 2 6 6 2 2 3 13 
Solo Sobrecarga de 
aterros sanitários 
 X X 
6 13 
Aquecimento global X X 
Odor X X Atmosfera 
Poluição atmosférica X X 
 
Proliferação de vetores X X 
Biota 
Desequilíbrio fauna 1 1 1 3 3 2 2 1 8 
3 8 
 
 201 
Tabela 8.6: Relação entre os fatores ambientais e a geração de aerossóis 
MAGNITUDE IMPORTÂNCIA 
MÉDIA 
TOTAL 
GERAÇÃO DE AEROSSÓIS 
pe
rio
di
ci
da
de
 
In
te
ns
id
ad
e 
di
st
rib
ui
çã
o 
es
pa
ci
al
 
TOTAL 
M
ag
ni
tu
de
 
A
çã
o 
Ig
ni
çã
o 
C
rit
ic
id
ad
e TOTAL Magnitude Importância 
Contaminação recursos hídricos 1 1 1 3 3 1 2 1 7 
Água 
Eutrofização X X 
3 7 
Contaminação 1 1 1 3 3 1 2 1 7 
Solo Sobrecarga de 
aterros sanitários 
 X X 
3 7 
Aquecimento global X X 
Odor X X Atmosfera 
Poluição atmosférica 1 3 2 6 6 1 1 2 10 
6 10 
Proliferação de vetores X X 
Biota 
Desequilíbrio fauna X X 
 
 
 202 
Tabela 8.7: Relação entre os fatores ambientais e a liberação de nutrientes 
MAGNITUDE IMPORTÂNCIA 
MÉDIA 
TOTAL 
LIBERAÇÃO DE NUTRIENTES 
pe
rio
di
ci
da
de
 
In
te
ns
id
ad
e 
di
st
rib
ui
çã
o 
es
pa
ci
al
 
TOTAL 
M
ag
ni
tu
de
 
A
çã
o 
Ig
ni
çã
o 
C
rit
ic
id
ad
e TOTAL Magnitude Importância 
Contaminação recursos hídricos X X 
Água 
Eutrofização 2 5 2 9 9 3 3 3 18 
9 18 
Contaminação X X 
Solo Sobrecarga de 
aterros sanitários 
 X X 
 
Aquecimento global X X 
Odor X X Atmosfera 
Poluição atmosférica X X 
 
Proliferação de vetores X X 
Biota 
Desequilíbrio fauna 1 1 1 3 3 2 2 1 8 
3 8 
 
 203 
Na tabela 8.8, observam-se os resultados referentes aos Totais reais (x) de magnitude e 
importância e suas respectivas médias aritméticas que representam a significância dos 
respectivos impactos ambientais. O valor dos totais reais (x) referentes a cada fator ambiental 
foi obtido a partir do somatório dos pesos atribuídos a cada cruzamento de aspecto ambiental 
e fator ambiental. 
 
Tabela 8.8: Valores oriundos dos 32 cruzamentos da Avaliação de Impactos Ambientais (AIA) em Estações de 
Tratamento de Esgotos (ETEs) referentes aos fatores ambientais 
 ASPECTOS AMBIENTAIS 
 
Li
be
ra
çã
o 
de
 ga
se
s 
do
 e
fe
ito
 e
st
uf
a 
Li
be
ra
çã
o 
de
 
m
ic
ro
po
lu
en
te
s 
Li
be
ra
çã
o 
de
 só
lid
os
 
Li
be
ra
çã
o 
de
 
ag
en
te
s 
pa
to
gê
ni
co
s 
Li
be
ra
çã
o 
de
 gá
s 
su
lfí
dr
ic
o
 
Li
be
ra
çã
o 
de
 
ae
ro
ss
ói
s 
Li
be
ra
çã
o 
de
 
nu
tr
ie
nt
es
 
T
O
T
A
IS
 R
E
A
IS
 
(X
) 
M
É
D
IA
 
(s
ig
ni
fic
ân
ci
a 
do
 
im
pa
ct
o)
 
 M I M I M I M I M I M I M I M I M I 
Água 5 13 3 7 6 13 3 7 9 18 26 58 5 12 
Solo 4 12 8 15 6 13 3 7 21 47 5 12 
Atmosfera 5 10,5 3 6 5 8 6 10 19 34,5 5 9 
Biota 3 7 3 8 3 8 9 23 3 8MÉDIA 19 41 4,5 10 
M (magnitude) e I (importância) 
Segundo Rocha et al., (2003) valores de média (em relação aos fatores ambientais) 
para magnitude e importância, até 5 representam impactos ambientais de pouca significância, 
valores de 5 até 8 exigirão medidas compensatórias e mitigadoras, se for o caso. Valores 
acima de 8 podem inviabilizar a atividade. 
Avaliando a tabela 8.8 podemos perceber que todos os valores encontrados na 
magnitude estão abaixo de 5, e portanto representam baixo impactos ambiental, do ponto de 
vista da importância todos os valores estão acima de 8 e portanto segundo Rocha et al., (2003) 
devem ser alvo de medidas mitigadoras ou compensatórias. 
 204 
Os Gráficos 8.1, 8.2, 8.3, 8.4, 8.5, 8.6 e 8.7 mostram a proporção em que cada 
aspectos ambiental afeta os diferentes fatores ambientais, para isso, foi utilizado como modelo 
a importância e não a maginute, por entendermos que este parâmetro está mais condizentes 
com a realidade dos impactos ambientais reais, já que contemplam a magnitude na 
composição do seu valor. 
 
 
Liberação de gases do efeito estufa
0%
0%
100%
0%
água
solo
atmosfera
biota
 
Gráfico 8.1. Proporção da importância do impactos ambiental na liberação dos gases do efeito estufa nos 
diferentes fatores ambientais em uma ETE 
 
 205 
Liberação de micropoluentes
52%
48%
0%
0%
água
solo
atmosfera
biota
 
Gráfico 8.2. Proporção da importância do impacto ambiental na liberação de micropoluentes nos diferentes 
fatores ambientais em uma ETE 
 
Liberação de sólidos
20%
43%
17%
20%
água
solo
atmosfera
biota
 
Gráfico 8.3. Proporção da importância do impacto ambiental na liberação de sólidos nos diferentes fatores 
ambientais em uma ETE 
 
 206 
Liberação de agentes patogênicos
38%
38%
0%
24%
água
solo
atmosfera
biota
 
Gráfico 8.4. Proporção da importância do impacto ambiental na liberação de agentes patogênicos nos diferentes 
fatores ambientais em uma ETE 
 
 
 
Liberação de gás sulfídrico
0%
0%
100%
0%
água
solo
atmosfera
biota
 
Gráfico 8.5. Proporção da importância do impacto ambiental na liberação de gás sulfídrico nos diferentes fatores 
ambientais em uma ETE 
 
 207 
Liberação de aerossóis
32%
32%
36%
0%
água
solo
atmosfera
biota
 
Gráfico 8.6. Proporção da importância do impacto ambiental na liberação de aerossóis nos diferentes fatores 
ambientais em uma ETE 
 
Liberação de nutrientes
69%0%
0%
31%
água
solo
atmosfera
biota
 
Gráfico 8.7. Proporção da importância do impacto ambiental na liberação de nutrientes nos diferentes fatores 
ambientais em uma ETE 
Analisando os gráficos acima é possível perceber que a liberação de sólidos atinge 
todos os fatores ambientais (20% a água, 43% o solo, 17% a atmosfera e 24% a biota), sendo 
o solo o mais atingido. Já a liberação de gases do efeito estufa e gás sulfídrico atingem 
somente a atmosfera. 
Nos gráficos 8.8, 8.9, 8.10 e 8.11 é mostrado a proporção em que cada aspecto 
ambiental afeta um determinado fator ambiental. 
 208 
ÁGUA
0%
22%
12%
22%0%
12%
32%
Liberação de gases do efeito estufa
Liberação de micropoluentes
Liberação de sólidos
Liberação de agentes patogênicos
Liberação de gás sulfídrico
Liberação de aerossóis
Liberação de nutrientes
 
Gráfico 8.8. Proporção da importância do impacto ambiental na água causado pelos aspectos ambientais 
selecionados em uma ETE 
 
 
SOLO
0%
26%
31%
28%
0%
15%
0%
Liberação de gases do efeito estufa
Liberação de micropoluentes
Liberação de sólidos
Liberação de agentes patogênicos
Liberação de gás sulfídrico
Liberação de aerossóis
Liberação de nutrientes
 
Gráfico 8.9. Proporção da importância do impacto ambiental na solo causado pelos aspectos ambientais 
selecionados em uma ETE 
 
 209 
ATMOSFERA
32%
0%
18%
0%
25%
25%
0%
Liberação de gases do efeito estufa
Liberação de micropoluentes
Liberação de sólidos
Liberação de agentes patogênicos
Liberação de gás sulfídrico
Liberação de aerossóis
Liberação de nutrientes
 
Gráfico 8.10. Proporção da importância do impacto ambiental na atmosfera causado pelos aspectos ambientais 
selecionados em uma ETE 
 
 
BIOTA
0%
0%
30%
35%
0%
0%
35%
Liberação de gases do efeito estufa
Liberação de micropoluentes
Liberação de sólidos
Liberação de agentes patogênicos
Liberação de gás sulfídrico
Liberação de aerossóis
Liberação de nutrientes
 
Gráfico 8.11. Proporção da importância do impacto ambiental na biota causado pelos aspectos ambientais 
selecionados em uma ETE 
 
A água é o fator afetado pelo maior número de aspectos ambientais, do total de sete 
aspectos ambientais, cinco afetam a água, com destaque para a liberação de nutrientes, maior 
responsável pelo eutrofização dos corpos hídricos. Solo e água são atingidos, cada um, por 
 210 
quatro aspectos ambientais. De todos os fatores ambientais, a biota é a que é atingida pelo 
menor número de aspectos ambientais. 
Na Tabela 8.9, observam-se os resultados percentuais do grau de deterioração real (y), 
estes valores foram obtidos pelo processo descrito na metodologia no item 7.4. 
A formulação da equação da reta de deterioração real de cada fator ambiental foi 
elaborada da seguinte forma: 
1 – definição dos pesos aplicados a magnitude e importância e das quantidades de 
aspectos ambientais aplicados a cada fator ambiental. 
Conforme descrito no item 7.1, os pesos variam de no mínimo 3 (1 (periodicidade) +1 
(intensidade) +1(distribuição espacial)) a no máximo 15 ((3 (periodicidade) +9 (intensidade) 
+3(distribuição espacial)) para magnitude e no mínimo 6 (3 (magnitude) + 1 (ação) + 1 
(ignição) + 1 (criticidade)) a no máximo 25 ((15 (magnitude) + 4 (ação) + 3 (ignição) + 3 
(criticidade))) para importância. 
A quantidade de correlações estabelecidas neste estudo entre os aspectos ambientais 
propostos e os fatores ambientais foram: água (5), solo (4), atmosfera (4) e biota (3). 
Conforme a tabela 8.8. 
 
2 – cálculo da equação da reta de deterioração real 
A equação da reta de deterioração real foi calculada para a magnitude e para a 
importância em relação a cada fator ambiental, esta situação se deve ao fato de que os 
cruzamentos entre fatores ambientais e aspectos ambientais se mostram diferentes para cada 
fator ambiental. Os cálculos foram feitos da seguinte forma: 
 
ÁGUA 
Magnitude 
Y = 0% → x = 15 (3 ( valor mínimo para magnitude) x 5 (quantidade de interações - aspectos 
ambientais x água) 
 211 
Y = 100% → x = 75 (15 ( valor máximo para magnitude) x 5 (quantidade de interações - 
aspectos ambientais x água) 
Em relação a EQ1 
Y = 0% = 15a + b → b = -15a → b = -9(1,7) = -25,5 
Y = 100% = 75a + b → 100% = 75a + (-15a) = 60a → a = 100/60 = 1,7 
Y = 1,7 (26) + (-25,5) = 19% 
Importância 
Y = 0% → x = 30 (6 ( valor mínimo para importância) x 5 (quantidade de interações - 
aspectos ambientais x água) 
Y = 100% → x = 125 (25 ( valor máximo para importância) x 5 (quantidade de interações - 
aspectos ambientais x água) 
Em relação a EQ1 
Y = 0% = 30a + b → b = -30a → b = -30(1,05) = -31,5 
Y = 100% = 125a + b → 100% = 125a + (-30a) = 95a → a = 100/95 = 1,05 
Y = 1,05 (58) + (-31,5) = 29% 
 
SOLO 
Magnitude 
Y = 0% → x = 12 (3 ( valor mínimo para magnitude) x 4 (quantidade de interações - aspectos 
ambientais x solo) 
Y = 100% → x = 60 (15 ( valor máximo para magnitude) x 4 (quantidade de interações - 
aspectos ambientais x solo) 
 
 
 212 
Em relação a EQ1 
Y = 0% = 12a + b → b = -12a → b = -12(2) = -24 
Y = 100% = 60a + b → 100% = 60a + (-12a) = 48a → a = 100/48 = 2 
Y = 2 (21) + (-24) = 18% 
Importância 
Y = 0% → x = 24 (6 ( valor mínimo para importância) x 4 (quantidade de interações - 
aspectos ambientais x solo) 
Y = 100% → x = 100 (25 ( valor máximo para importância) x 4 (quantidade de interações - 
aspectos ambientais x solo) 
Em relação a EQ1 
Y = 0%= 24a + b → b = -24a → b = -24(1,3) = -31 
Y = 100% = 100a + b → 100% = 100a + (-24a) = 76a → a = 100/76 = 1,3 
Y = 1,3 (47) + (-31) = 30% 
ATMOSFERA 
Magnitude 
Y = 0% → x = 12 (3 ( valor mínimo para magnitude) x 4 (quantidade de interações - aspectos 
ambientais x atmosfera) 
Y = 100% → x = 60 (15 ( valor máximo para magnitude) x 4 (quantidade de interações - 
aspectos ambientais x atmosfera) 
Em relação a EQ1 
Y = 0% = 12a + b → b = -12a → b = -12(2) = -24 
Y = 100% = 60a + b → 100% = 60a + (-12a) = 48a → a = 100/48 = 2 
Y = 2 (19) + (-24) = 14% 
 
 213 
Importância 
Y = 0% → x = 24 (6 ( valor mínimo para importância) x 4 (quantidade de interações - 
aspectos ambientais x atmosfera) 
Y = 100% → x = 100 (25 ( valor máximo para importância) x 4 (quantidade de interações - 
aspectos ambientais x atmosfera) 
Em relação a EQ1 
Y = 0% = 24a + b → b = -24a → b = -24(1,3) = -31 
Y = 100% = 100a + b → 100% = 100a + (-24a) = 76a → a = 100/76 = 1,3 
Y = 1,3 (34,5) + (-31) = 14% 
BIOTA 
Magnitude 
Y = 0% → x = 9 (3 ( valor mínimo para magnitude) x 3 (quantidade de interações - aspectos 
ambientais x biota) 
Y = 100% → x = 45 (15 ( valor máximo para magnitude) x 3 (quantidade de interações - 
aspectos ambientais x biota) 
Em relação a EQ1 
Y = 0% = 9a + b → b = -9a → b = -9(2,8) = -25,2 
Y = 100% = 45a + b → 100% = 45a + (-9a) = 36a → a = 100/36 = 2,8 
Y = 2,8 (9) + (-25,2) = 0% 
 
Importância 
Y = 0% → x = 18 (6 ( valor mínimo para importância) x 3 (quantidade de interações - 
aspectos ambientais x biota) 
Y = 100% → x = 75 (25 ( valor máximo para importância) x 3 (quantidade de interações - 
aspectos ambientais x biota) 
 214 
Em relação a EQ1 
Y = 0% = 18a + b → b = --18a → b = -18(2) = -36 
Y = 100% = 75a + b → 100% = 75a + (-18a) = 57a → a = 100/57 = 2 
Y = 2 (23) + (-36) = 10% 
 
Tabela 8.9: Resultados finais dos cruzamentos 
 
TOTAIS 
VIRTUAIS 
MAXIMOS 
TOTAIS 
REAIS (X) 
GRAU DE 
DETERIORAÇÃO 
REAL (%) 
M I M I M I 
Água 75 125 26 58 19 29 
Solo 60 100 21 47 18 30 
Atmosfera 60 100 19 34,5 14 14 
Biota 45 75 9 23 0 10 
Média 19 41 13 21 
Grau de deterioração médio TOTAL (M%+I%/2) 17% 
 
 Segundo a tabela 8.10 o grau de deterioração real médio total do impacto ambiental 
obtido pela analise foi de 17%. Este valor é considerado alto tendo em vista que valores acima 
de 10% indicam a deterioração do ambiente (Graciole, 2005), no entanto o valor obtido 
encontra-se na média de alguns apresentado em outros trabalhos como, por exemplo, o de 
Graciole (2005) com o valor de deterioração real médio de 29% (em bacias hidrográficas), 
Mendes (2004) com o valor de deterioração real médio 13,5% (em tubulações forcadas) e 
Kurtz (2004) com o valor de deterioração real médio 10,41% (como parâmetro econômico e 
ambiental da água). 
 215 
A avaliação dos riscos relacionados aos desvios de operacionais foram tratados pela 
metodologia da Análise Preliminar de Risco (APP) que oferece a possibilidade de se 
classificar os riscos de acordo com a sua severidade e atribuir prioridades nas ações corretivas 
relacionadas com estes riscos os seus resultados estão apresentados na tabela 8.11. O gráfico 
8.12 mostra a proporção das categorias de risco encontradas em ETEs, o gráfico 8.13 mostra a 
proporção dos tipos de medidas preventivas que devem ser adotadas e por fim o gráfico 8.14 
mostra a proporção das medidas de proteção que devem ser adotadas. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 216 
Tabela 8.10 – Avaliação Preliminar de Risco (APP) 
ANÁLISE PRELIMINAR DE PERIGO (APP) 
Elementos acessórios 
Perigo Causa Conseqüências Freqüência Severidade Risco 
Medidas de 
prevenção 
Medidas de 
proteção 
Vazamentos em bombas 
Falhas no 
equipamento e/ou 
humanas 
Contaminação 
do solo por 
esgotos 
E I MÉDIO 
Manutenção 
preventiva 
Calhas de 
contenção 
Vazamento através de 
comportas 
Falhas na 
vedação 
Contaminação 
do solo por 
esgotos 
D II MÉDIO 
Manutenção 
preventiva 
Calhas de 
contenção 
Vazamentos em tubulações 
ou tanques 
Defeitos em 
válvulas e 
vedações e/ou 
rompimento 
Contaminação 
do solo por 
esgotos 
D II MÉDIO 
Manutenção 
preventiva 
Calhas de 
contenção 
Elevatórias 
Liberação de gases odoríferos 
na atmosfera 
Mau 
funcionamento 
dos mecanismos 
de tratamento de 
odor 
Poluição 
atmosférica 
E II ALTO 
Manutenção 
preventiva 
Não 
procedente 
Saída do esgoto pelo 
extravasor 
Paralisação do 
funcionamento 
Contaminação 
do solo e do 
corpo receptor 
D III ALTO 
Manutenção 
preventiva 
Não 
procedente 
 217 
por esgotos 
Gradeamento 
Permanência dos resíduos 
gerados por tempo excessivo 
Falha na 
operação 
Geração de 
maus odores e 
atração de 
vetores 
D II MÉDIO 
Retirada do 
resíduo com 
mais freqüência 
Extensão 
dos 
mecanismos 
de 
tratamento 
de odor 
para este 
setor 
Resíduos com alto teor de 
umidade 
Armazenamento 
do resíduo em 
locais não 
protegidos de 
chuva 
Contaminação 
do solo por 
esgoto 
D II MÉDIO 
Providenciar 
cobertura para 
os locais de 
armazenamento 
dos resíduos 
Calhas de 
contenção 
do líquido 
Transbordamento de esgoto 
Obstrução das 
grades 
Contaminação 
do solo por 
esgotos 
C III MÉDIO 
Manutenção 
preventiva 
Calhas de 
contenção 
do líquido 
Passagem de sólidos para o 
efluente 
Aumento na 
velocidade de 
passagem do 
esgoto pelas 
grades 
Contaminação 
do corpo 
receptor, 
entupimento de 
unidades da 
ETE a jusante 
E III CRITICO 
Manutenção 
preventiva 
Limpeza 
das 
unidades 
Caixa de areia 
Baixa retenção de areia Velocidade 
Assoreamento 
do corpo 
E III CRITICO Revisão do 
sistema 
Limpeza 
das 
 218 
afluente alta receptor e das 
unidades a 
jusante 
operacional da 
unidade 
unidades 
Areia removida com alto teor 
de umidade 
Funcionamento 
inadequado dos 
removedores 
Contaminação 
do solo 
D II MÉDIO 
Manutenção 
preventiva 
Calhas de 
contenção 
do líquido 
Criação de regiões de 
acumulo de areia 
sedimentada 
Funcionamento 
inadequado dos 
defletores e/ou 
dos raspadores 
Geração de 
mau odor 
D II MÉDIO 
Manutenção 
preventiva 
Limpeza da 
unidade 
Transbordamento de esgoto 
Obstrução da 
tubulação de 
saída 
Contaminação 
do solo por 
esgotos 
C III MÉDIO 
Manutenção 
preventiva 
Limpeza do 
entorno 
Decantadores 
Permanência da escuma e/ou 
do lodo por tempo excessivo 
Falhas nos 
mecanismos 
raspadores e/ou 
falha operacional 
Geração de 
mau odor, 
liberação de 
matéria 
orgânica para o 
corpo receptor 
E III CRITICO 
Manutenção 
preventiva 
Limpeza da 
unidade 
Transbordamento de esgoto 
Obstrução da 
tubulação de 
saída 
Contaminação 
do solo por 
esgotos 
C III MÉDIO 
Manutenção 
preventiva 
Limpeza do 
entorno 
Passagem de lodo para o 
efluente 
Aumento da 
manta de lodo 
Contaminação 
do corpo 
hídrico 
E III CRITICO 
Revisão do 
sistema 
operacional da 
Paralisação 
da unidade 
 219 
unidade 
Adensadores 
Aumento da manta 
superficial de lodo 
Geração de lodo 
séptico 
Geração de 
mau odor e 
liberação de 
matéria 
orgânica para o 
sobrenadante 
E I MÉDIO 
Revisão do 
sistema 
operacional da 
unidade 
Limpeza da 
unidade 
Transbordamento de esgoto 
Obstrução da 
saída do 
sobrenadante 
Contaminação 
do solo por 
esgotos 
C III MÉDIO 
Manutenção 
preventiva 
Limpeza do 
entorno 
Biodigestores 
Liberação de metano para a 
atmosfera 
Problemas 
técnicos no flair 
e/ou pontos de 
escape na 
estrutura do 
biodigestor 
Maior aporte 
de gases do 
efeito estufa na 
atmosfera 
D III ALTO 
Manutenção 
preventiva 
Paralisação 
da unidade 
Centrífuga/Filtro prensa 
Geração de lodo com alto 
teor de umidade 
Problemas 
técnicos e/ou 
operacionais 
Contaminação 
do solo por 
esgotos 
E II ALTO 
Manutenção 
preventiva 
Paralisação 
da unidade 
Geração de ruído 
Problemas 
técnicos e/ou 
ausência de 
mecanismos 
Perturbação da 
vizinhança e/ou 
da biota